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Analyse de l’efficacité et de l’échantillonnage d’un maraisconstruit pour le traitement du drainage minier acide d’une mine d’uranium Jennifer Lacroix, Elliott Skierszkan Université d’Ottawa, 30 Marie-Curie, Ottawa, Ont., Canada K1N 6N5

Résumé: Le programme d’échantillonnage d’un marais construit pour le traitement de l’écoulement provenant d’un parc à résidus minier de la mine Rabbit Lake opérée par CAMECO, à Rabbit Lake, Saskatchewan, Canada, a été analysé pour déterminer s’il caractérisait bien l’efficacité du marais à éliminer les contaminants. Les données disponibles pour les paramètres hydrochimiques et les caractéristiques physiques du site ont été soumises à une analyse comparative pour déterminer si elles conformaient aux normes établies par diverses agences gouvernementales aux États-Unis, au Canada et en Europe, et aux standards établis en recherche scientifique. Il a été démontré que de façon générale, la plupart des des concentrations des contaminants se trouvaient sous les limites permises pour la protection de la vie aquatique des gouvernements fédéral et provincial. Le programme d’échantillonnage n’a toutefois pas suffi pour bien caractériser le site. Quelques lacunes étaient la fréquence trop faible de prise d’échantillons pour pouvoir donner un aperçu réel des charges de contaminants à l’année longue, l’omission de l’analyse de plusieurs métaux à la sortie du marais, le manque de données sur l’hydrologie du marais et l’absence d’observations qualitatives décrivant son état. Il est recommandé dans le cas d’un marais construit recevant du drainage minier acide contenant des radionucléides et autres contaminants que l’échantillonnage soit étendu afin d’inclure les périodes où la mobilisation de contaminants est à risque d’augmenter, surtout durant l’hiver, durant la fonte printanière et après les événements de précipitations abondantes durant l’été. De plus, en plus de ces modifications au programme d’échantillonnage, il est recommandé que le programme de monitoring à long terme assure que l’analyse hydrochimique et l’étude de l’évolution des processus d’écoulement d’eau et de sédimentation soient continuées pour plusieurs années afin de repérer toute diminution dans l’efficacité du marais au fil des années. Il existe peu de recherche sur l’emploi à long terme de marais construits pour traiter des eaux contaminées aux radionucléides, d’où l’importance d’assurer l’implantation des standards les plus stricts pour assurer la protection de l’environnement de ces substances toxiques aux organismes vivants.

Mots-clés : Marais construits, drainage minier acide, monitoring, échantillonnage, radionucléides, uranium.

Table des matières : Introduction Méthodologie Forces et limitations du projet CHAPITRE 1 : EXPLICATION DES PHÉNOMÈNES EN JEU : LE DRAINAGE MINIER ACIDE ET LE TRAITEMENT AVEC DES MARAIS CONSTRUITS ET LES CONTAMINANTS PRÉSENTS 1.1 Drainage minier acide et traitement par les marais construits 1.1.1 Le drainage minier acier (DMA) 7 1.1.2 Méthodes de contrôle du DMA 7 1.1.3 Les procédés de décontamination dans les marais construits 8 1.1.3.1 L’hydrologie 9 1.1.3.2 Le rôle des bactéries 9 1.1.3.3 L’adsorption 10 1.1.3.4 Le rôle des plantes 11 1.2 Sources de contaminants potentiels 1.2.1 L’Uranium................. ................. ................. ................. ................. ................. ....12 1.2.1.1 Présence de l’uranium dans l’environnement........................................12 1.2.1.2 L’uranium dans les marais construits......................................................13 1.2.2 Radiocucléides 1.2.2.1 Présence des radionucléides dans l’environnement...............................14 1.2.3 Métaux Lourds 1.2.3.1 Présence des métaux lourds dans l’environnement................................14 CHAPITRE 2 : LE SITE À L’ÉTUDE : LE MARAIS CONSTRUIT À L’OPÉRATION MINIÈRE DE CAMECO À RABBIT LAKE, SASKATCHEWAN 2.1 Description du site de Rabbit Lake 2.1.1 Historique des opérations......................................... ............................................15

2.1.2 État actuel du site ......................................... ........................................................16 2.1.3 Description du programme d’échantillonnage des contaminants dans le marais construit à Rabbit Lake.....................................16 2.1.4 Analyse de la variabilité des paramètres hydrochimiques du marais construit à Rabbit Lake............................................................................16 CHAPITRE 3 : SYNTHÈSE DES RECOMMANDATIONS POUR L’ENTRETIEN DES MARAIS CONSTRUITS POUR LE TRAITEMENT DES EAUX POLLUÉES 3.1 Méthodologie................................................................................................................ ......... 3.2 Recommandations de la United States Environmental Protection Agency (USEPA) 3.2.2 L’emploi des MC pour le traitement pour le DMA selon l’USEPA……………………….18 3.2.3 Échantillonnage selon l’USEPA......................................... .....................................18 3.3 Recommandations au Canada 3.3.1 Environment Canada Code of Practice for Metal Mines.......................................19 3.3.2 Mining Association of Canada Guide to Tailings Management.............................20 3.3.3 Mine Environmental Neutral Drainage Program (MEND) ....................................20 3.4 Standards en Europe : Passive In-Situ Remediation of Acid-Mine Drainage (PIRAMID) ......20 3.5 Synthèse de la recherche scientifique sur les marais construits pour le traitement du drainage minier acide.......................................... 22 3.5.1 Fréquence d’échantillonnage entreprise par les chercheurs scientifiques...........22 3.5.2 Autres conclusions pertinentes en recherche scientifique : l’hydrologie.............23 3.5.3 Autres conclusions pertinentes en recherche scientifique : la variabilité saisonnière.................................... ..................................................24 3.5.4 Autres conclusions pertinentes en recherche scientifique : le problème de la remobilisation des particules adsorbées.........................................25

CHAPITRE 4 : ANALYSE COMPARATIVE DE LA GESTION DU MC À RABBIT LAKE PAR RAPPORT AUX RECOMMANDATIONS DU CHAPITRE 3 4.1 Discussion des paramètres......................................... .........................................................26 4.2 Comparaison de Rabbit Lake avec les standards de la USEPA................. ................. ..........27 4.3 Comparaison de Rabbit Lake avec les standards canadiens................. ................. .............28 4.4 Comparaison de Rabbit Lake avec les standards européens : PIRAMID...............................29 4.5 Comparaison de Rabbit Lake avec la recherche scientifique................. ................. ............31 4.6 Incertitudes par rapport aux résultats................. ................. ................. ................. ...........32 4.7 Recommandations pour la suite du sujet................. ................. ................. ................. ......32 4.8 Forces et limitations du projet………………………………………………………………………………………….32 Conclusion ................. ................. ................. ................. ................. ................. ....... .......... ..................33 Remerciements................. ................. ................. ................. ................. ................. ................. ...........34 Références................. ................. ................. ................. ................. ................. ........ ......... ...................35 ANNEXES Annexe I : Base de données établies à partir des rapports de CAMECO Annexe II : Photographies du site Annxe III : Réglementations par rapports aux concentrations permissibles pour les contaminants

Introduction: L’industrie minière constitue un aspect fondamental de l’économie canadienne étant donné l’importance des gisements métallurgiques dans le bouclier canadien. Néanmoins, il demeure que la protection de l’environnement des activités dérivant de cette industrie constitue un défi imposant, étant donné l’amplitude de l’exploitation minière à l’échelle du pays. Notamment, sans méthodes de contrôle adéquates, le lixiviat drainant des parcs à résidus miniers peut constituer une source majeure de contamination aux métaux lourds et à l’acidité. Bien que plusieurs composés du DMA sont toxiques, il est important de noter les risques généraux que ceux-ci posent à la santé humaine. Générallement, des intoxications de radionucléides ou de métaux lourds peuvent engengrer divers types de cancers ou de viellissements accélérés. Alors l’importance d’une bonne gestion du marais à Rabbit Lake est critique. Dans le cadre de ce projet, le site à l’étude est une mine opérée par CAMECO, à Rabbit Lake en Saskatchewan. C’est un site majeur d’extraction d’uranium, où plus de 178 mille tonnes de minerai d’U3O8 on été exploités en 2008, générant près de 187 mille tonnes de résidus miniers (CAMECO, 2008). Afin de capter la contamination aux radionucléides, aux métaux et à l’acidité s’écoulant des résidus, l’entreprise a construit un marais entre 1999 et 2000. Vu la grande toxicité des contaminants en question pour les organismes vivants, cela convient qu’il est important d’assurer que leurs rejets dans l’environnement est minimal, en tenant compte de facteurs sociaux et économiques . Ainsi, l’objectif de cet ouvrage constitue à déterminer à quel point ce marais construit est efficace comme système de traitement des eaux contaminées au métaux lourds et aux radionucléides provenant de la mine à Rabbit Lake. Une revue des méthodes, de la fréquence et des résultats de l’échantillonnage du site complétés par CAMECO a été entreprise. Grâce aux données sur les contaminants présents dans le marais en question, une base de données d’échantillonnage sera montée, et des tests statistiques ainsi que de la recherche de littérature scientifique et gouvernementale sera effectuée. De plus, des limites des concentrations gournementales de métaux seront répérées afin de déterminer s’il y a des modifications à apporter au programme de gestion du marais. L’espoir est de pouvoir déterminer si le programme d’échantillonnage du marais est suffisant, de savoir si le marais nettoie adéquatement l’eau, et s’il y a des modifications à apporter au régime de maintient du système. En vue de bien saisir ce rapport, il est présumé que le lecteur a une compréhension sommaire des principes de chimie de l’environnement, surtout en ce qui a trait à la motilité des contaminants dans les eaux. Avant d’aborder l’analyse du site de Rabbit Lake, une description des phénomènes menant au drainage minier acide (DMA) est entreprise. Les processus intervenant dans les marais construits (MC) sont aussi expliqués afin d’assurer une bonne

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compréhension de l’utilité de ces systèmes dans la protection environnementale avant d’amorcer le corps du texte. La structure du rapport est divisée en quatre chapitres principaux. Le premier chapitre consiste en une explication sommaire du DMA et des MC afin de familiariser le lecteur avec la terminologie et les processus importants dans le domaine. Il résume aussi les contaminants principaux, leur présence dans l’environnement et le danger qu’ils présentent aux organismes vivants. Le deuxième chapitre caractérise le site à l’étude, le marais construit de Rabbit Lake, avec la présentation et le traitement des données hydrochimiques obtenues depuis les rapports de monitoring de CAMECO. Le troisième chapitre délimite quelles sont les recommandations par rapport au maintien des marais construits telles qu’établies par différents gouvernements et par la communauté scientifique. Le quatrième chapitre consiste en une analyse comparative des chapitres 2 et 3 : c’est-à-dire que le programme de gestion environnementale du MC de Rabbit Lake décrit au chapitre 2 est évalué par rapport aux recommandations gouvernementales et scientifiques présentées au chapitre 3.

CHAPITRE 1 : EXPLICATION DES PHÉNOMÈNES EN JEU : LE DRAINAGE MINIER ACIDE ET LE TRAITEMENT AVEC DES MARAIS CONSTRUITS 1.1 Drainage minier acide et traitement par les marais construits 1.1.1 Le drainage minier acier (DMA) En général, le DMA peut être défini comme étant l’écoulement d’un lixiviat acide provenant des résidus miniers ou provenant de haldes de roches steriles. La source primordiale de l’acidité est l’oxydation de minéraux sulfurés, formant de l’acide sulfurique. Une fois que la génération d’acidité est engendrée, la baisse du pH peut engendrer une solubilisation de métaux lourds toxiques aux organismes vivants. Le DMA est donc surtout présent là où la géologie locale est riche en sulfure et en fer, primordialement sous la forme de pyrite (FeS 2). La pyrite est stable quand elle est enterrée dans les profondeurs de la croûte terrestre, mais lors de l’extraction du minerai on l’expose à l’oxygène, menant à la production d’acide sulfurique selon la série de réactions en chaîne suivante (Akcil et Koldas, 2006) : 1) FeS2 + 3.5O2 + H2O → Fe2+ + 2SO42- + 2H+

(Oxydation de la pyrite

par l’O2 atmosphérique) 2) Fe2+ + ¼O2 + H+ → Fe3+ + ½H2O

(Oxydation du ferII en ferIII)

3) Fe3+ + 3H2O → Fe(OH)3(s) + 3H+

(Précipitation

d’hydroxyde

de

ferIII) 4) FeS2 + 14Fe3+ 8H2O → 15Fe2+ + 2SO42- + 16H+ (Oxydation de la pyrite par le ferIII) Ainsi, la première réaction dépend du contact du minéral sulfuré avec l’oxygène ambiant. La deuxième réaction peut être catalysée par des bactéries chimioautotrophes telles que Acidithiobacillus Ferrooxidans, qui en dérivent leur énergie métabolique (Pagnanelli F et. al., 2007). Le Fe3+ produit en 2) hydrolyse alors l’eau pour libérer des H+ acides à l’étape 3), et à la 4 e étape on voit que le Fe 3+, lui-aussi un oxydant fort, pousse encore plus loin l’oxydation de la pyrite et la production de H2SO4. Le résultat est que chaque molécule de FeS 2 oxydé libère 16 protons acides. Ces réactions ont une composante cinétique importante et peuvent continuer à se dérouler pendant des dizaines d’années, illustrant le besoin d’employer des méthodes de contrôle du DMA dès le début de l’extraction de minerai. 1.1.2 Méthodes de contrôle du DMA Une manière relativement simple d’empêcher le DMA est simplement de recouvrir les résidus miniers d’eau afin d’en empêcher l’oxydation. Elle a été utilisée avec succès dans plusieurs cas différents (Skousen J. 2000), mais elle serait

mieux applicable le cas où le DMA n’est pas déjà entamé, sinon la couverture des résidus par risque de solubiliser et la mobiliser l’acide et de métaux lourds présents. Elle nécessite aussi un monitoring constant pour s’assurer que les contaminants ne soient pas diffusés par le déplacement hydrologique, ainsi que pour assurer un niveau d’eau suffisant pour prévenir toute oxydation des résidus. Une autre option, toutefois plus coûteuse, est de les recouvrir par une couche de sol, ce qui peut être avantageux dans les zones où il est difficile de maintenir une couverture hydrique à cause de l’écoulement de l’eau dû manque de précipitations (Dagenais A.M. et al. 2005). Une autre catégorie de traitement est le traitement actif, par lequel on traite le DMA in situ par l’ajout de produits alcalins tels que la chaux éteinte (Ca(OH)2) ou du carbonate de calcium (CaCO3). L’augmentation du pH par ces additions permet de faire précipiter des métaux lourds sous forme d’hydroxydes, et peut aussi avoir un effet d’inhibition sur A. ferrooxidans (Pagnanelli et. al., 2007). Toutefois, étant donné que l’oxydation des minéraux sulfurés est un processus à échelle temporelle longue, la nécessité de traitement continu présente des problèmes de coûts à long terme (McGinness, 1999). Les coûts élevés des traitements actifs en font une technologie mieux réservée au cas où les concentrations de contaminants sont très élevées et très variables. Étant donné les défis associés à ces options, l’emploi de systèmes passifs représente un espoir d’une solution avantageuse. Les systèmes passifs sont des systèmes où l’écoulement de DMA est dirigé vers des zones où les contaminants sont éliminés par des processus naturels requérant un minimum d’intervention humaine. Les marais construits constituent un exemple d’un tel système, dans lesquels l’eau contaminée est acheminée afin de subir plusieurs processus physiques, chimiques et biologiques faisant en sorte que la charge de contaminants diminue et le pH est stabilisé. Les marais naturels peuvent eux-aussi être employés aux mêmes fins, mais étant donné leur statut environnemental privilégié en tant que zones écologiques-clé, les marais construits sont souvent la meilleure option puisque les lois de protection environnementale ne s’y appliquent pas (Skousen, J. 1999). L’avantage des systèmes passifs est que puisqu’ils semblent purger les contaminants de l’eau par eux-mêmes, ils nécessitent beaucoup moins de main d’œuvre, d’ajout de réactifs chimiques et d’entretien que les systèmes actifs. Ils sont donc moins coûteux sur de longues périodes. Il est important de bien connaître les procédés dans les marais qui leurs confèrent cette habileté à nettoyer les eaux contaminées, afin de savoir les entretenir de manière correcte. Notons que même si les marais construits semblent être une solution idyllique vu leur autorégulation apparente, ils requièrent quand même un monitoring et un entretien tout au long de leur usage afin d’assurer leur performance. De plus l’emploi des marais construits a historiquement eu des résultats mixtes (Wieder R.K. 1989), et ces systèmes semblent donc inefficaces comme unité de traitement unique pour le DMA, quand ils ne sont pas accompagnés d’autres formes de traitement précédant le MC (McGinness, 1999. ). Idéalement, ils seraient donc plutôt employés comme

systèmes de traitement secondaire, pour minimiser le rejet de contaminants dans l’environnement au point de contrôle final. 1.1.3 Les procédés de décontamination dans les marais construits L’emploi de marais construits dans le traitement des eaux contaminées repose sur leur habileté à incorporer des processus chimiques et physiques naturels de façon à retirer une grande portion des polluants. Les interactions microbiologiques et les conditions chimiques particulières au marais leur confèrent un grand potentiel pour améliorer la qualité du DMA avant le largage final dans l’environnement. Plusieurs processus participent à l’enlèvement des métaux se déroulant dans les marais construits, entre autre (Skousen, 1998), (Kadlec et Knight, 1996), (Richards et. al. 1992) : •

La précipitation sous forme d’hydroxydes et la sédimentation (grâce au débit lent dans les marais)

•

La précipitation biotique de minéraux

•

La formation de minéraux sulfurés

•

La précipitation de gypse (CaSO4)

•

L’adsorption des métaux sur les composés organiques, les sédiments et les oxyhydroxydes

•

La dissolution de minéraux alcalins (surtout la calcite)

•

L’échange cationique

•

La bioconcentration végétale

En quelques grandes lignes, une description des processus considérés comme étant les plus importants parmi cette liste suivra. Tout d’abord, il est important de s’attarder à l’hydrologie des MC, puisque celle-ci est fondamentale à la compréhension de leur rôle dans la décontamination. 1.1.3.1 L’hydrologie Les marais construits, comme le nom l’indique, sont essentiellement une construction artificielle d’un marais qui cherche à exploiter ses propriétés afin de décontaminer une source de pollution quelconque. Comme nous le verrons dans la prochaine section, le bon fonctionnement du marais repose sur le bon contact des contaminants avec les constituants du marais. L’eau est le vecteur de transport pour ceux-ci, et il est donc essentiel de contrôler le bilan hydrique. Les conditions hydrologiques du marais contrôleront l’habileté du MC à abriter des flores bactérienne et végétale, influenceront les processus d’adsorption et de

sédimentation et l’environnement oxydoréducteur du MC. Par conséquent, le contrôle de la profondeur et de l’écoulement sont essentiels au bon fonctionnement du MC (p.21, Kadlec et Wallace, 2009). Par ailleurs, il existe une multitude de types de MC classifiés selon la circulation de l’eau. Le marais en question à Rabbit Lake est un marais de type Free-Water Surface Wetland, c’est-à-dire que c’est un marais au travers duquel l’eau est libre (donc ouverte à l’atmosphère), ressemblant à un marais naturel. Un facteur important au bon fonctionnement de ce type de marais est le temps de résidence, puisque celui-ci est directement corrélé à l’habileté du marais d’effectuer ses processus de décontamination (Woulds et Ngwenya, 2004) (Mays et Edwards, 2001) (Sobolewski 1999). 1.1.3.2 Le rôle des bactéries Les bactéries jouent un rôle important dans les cycles biogéochimiques et, si les conditions leurs sont propices, elles peuvent donc aider à réincorporer les métaux sous des formes minérales stables, telles qu’ils l’étaient avant leur extraction par l’industrie minière. Dans le cas du drainage minier acide, certaines bactéries réductrices de soufre, se trouvant dans les sédiments des zones anaérobiques des marais construits, pourront se servir du carbone organique afin de réduire les sulfates produits par le DMA, et libérer des ions bicarbonate qui aident à stabiliser le pH en contribuant à l’alcalinité de l’eau du marais, selon l’équation suivante (Skousen, 1998): SO42- + CH2O  H2S + HCO3Similairement, d’autres bactéries réductrices de fer aident à réduire les concentrations de Fe3+ et à augmenter l’alcalinité en libérant du CO2 selon la réaction (Fortin et Praharaj, 2005) : Fe(OH)3 + ¼CH2O + 2H+→ Fe2+ + 0.25CO2 + 2.75H2O 2+ Le Fe peut ensuite se combiner au H2S- pour être précipité sous forme de pyrite, un sink plus stable et permanent comparativement à d’autres processus (Woulds et Ngwenya, 2004). Ces bactéries sont souvent capables de tolérer une gamme de conditions entre l’anaérobie et l’aérobie. De plus, les réactions de réduction du soufre ont comme effet double de consommer des protons, réduisant l’acidité, pendant que le H2S formé catalyse la précipitation de métaux (p.1, MEND 1993). L’activité de ces bactéries réductrices de soufre, bien qu’elle soit un facteur important dans l’efficacité des MC, demeure dépendante des interactions dans la communauté microbiologique présente. Leurs réactions métaboliques dépendent d’une présence adéquate de matière organique à poids moléculaire faible, qui est produite par d’autres bactéries fermentatives à partir de la matière organique particulaire présente dans les eaux du marais (p.2 MEND, 1993). En même temps, des bactéries réductrices de nitrates produisent du NH3 alcalin (p.2 MEND, 1993). Cela illustre donc à quel point une flore bactérienne diverse et stable est cruciale au

bon fonctionnement du MC, car les produits de certaines espèces sont les métabolites nécessaires à d’autres. Les rôles de la température et de la saison ont aussi des enjeux importants sur l’activité bactérienne, puisqu’une augmentation de la température de 10°C peut augmenter la cinétique de ces réactions par les bactéries de d’un facteur de 2 à 3 fois (p.2 MEND 1993). Néanmoins, il a été démontré que dans le cas des bactéries réductrices de soufre, la diminution hivernale de la température (et donc de la cinétique des réactions bactériennes) a été compensée par une augmentation dans le nombre de bactéries (Fortin et. al. 2000). Par ailleurs, dans les cas spécifiques au DMA contenant de l’uranium, tel qu’à Rabbit Lake, certaines bactéries peuvent aussi réduire l’uranium hexavalant à sa forme tétravalente, qui est moins soluble et précipitera plus aisément : 0.5 UO2(CO3)2 + H+ + e-  ½UO2 (s) + HCO3Il est à noter que le U(IV) forme des complexes avec des ions polyatomiques tels que le bicarbonate, le carbonate et le phosphate, ce qui augmente considérablement sa solubilité. Cette réaction de réduction se fait dans des conditions anoxiques dans les marais, et peut constituer la plus importante source d’élimination de l’uranium (Abdelouas et. al. 1999). Elle peut aussi dépendre de la production de H2S (qui devient alors l’agent réducteur) par les bactéries réductrices de soufre (Groudev et. al. 2008). Toutefois, en présence de Fe3+, un oxydant fort qui est lui-même produit par d’autres bactéries (Thiobacillus Ferrooxidans,) il peut s’avérer que c’est l’oxydation à l’UO2 qui prédomine, et non la réduction (Francis et. al. 2001). Par ailleurs, l’efficacité des bactéries pour enlever des contaminants peut être très variable selon le type de contaminant. Par exemple, il a été démontré que dans un système de DMA provenant d’une mine d’uranium à Cluff Lake, des niveaux trop élevés de nickel on empêché les bactéries de précipiter ce métal, et ont même été toxiques pour les bactéries réductrices de soufre (Fortin D. et. al. 1994). Les bactéries constituent donc un facteur important à considérer dans les processus des marais construits. Elles peuvent très bien s’adapter aux niveaux élevés de contaminants dans le DMA (Groudev et. al. 2008), et les marais construits peuvent abriter une flore bactérienne variée, qui interagit de manière complexe pour diminuer les concentrations de métaux. Il est apparent que sans une flore bactérienne saine et diverse, le marais construit ne sera pas efficace pour filtrer le DMA. Toutefois, dans les climats nordiques, pendant l’hiver, leur taux de réaction diminue grandement (Groudev et. al. 2008), et ce sont d’autres processus qui gouvernent le fonctionnement des marais construits, tels que l’adsorption. 1.1.3.3 L’adsorption

L’adsorption est un autre élément proéminent dans la fonction des MC. C’est un processus par lequel les contaminants en suspension adhèrent à d’autres surfaces dans le marais et sont ainsi éliminés de la solution. Par exemple, les oxyhydroxydes de Fe et de Mn forment des molécules avec une large surface de contact disponible à l’adsorption dans les MC recevant le DMA (Wildeman et Laudon, 1989). Comme ces composés sont très fréquents dans les eaux minières, elles peuvent constituer de la plus importante surface d’adsorption dans les environnements miniers, ensemble avec d’autres substances en suspension (Schöner et. al. 2009), dont la matière organique (Gerth et. al. 2006). D’autres larges molécules, telles que les composés de carbone organique en suspension, peuvent aussi contribuer à cet effet (Schöner et. al. 2009). Les sédiments constituent une autre surface de contact pour l’adsorption pour l’élimination d’autres contaminants. Dans le contexte du DMA contenant des radionucléides, des concentrations d’U ont été rapportées à 420ppm sur la matière organique morte des sédiments, et jusqu’à 1000ppm sur l’argile. Les valeurs reportées pour le Ra226 ont été de 50 et 1000Bq/kg, respectivement (Groudev et. al. 2008). Comme mentionné auparavant, les pousses des végétaux constituent elles-aussi une surface d’adsorption. Tous ces éléments présents dans les MC ont donc pour effet d’éliminer une portion considérable des contaminants dans le DMA. Néanmoins, plusieurs chercheurs stressent l’importance de se rappeler que les contaminants peuvent très facilement être remobilisés puisqu’ils ne subissent pas de réactions d’oxydoréduction qui les transforment en un sink permanent sous forme de précipités insolubles (Schöner et. al. 2009). 1.1.3.4 Le rôle des plantes Les plantes, peuvent aussi capter des contaminants en bioconcentrant les métaux par absorption directe au travers de leurs racines (p. 175, Kadlec et Wallace 2009). Par exemple, dans une étude de Nyquist et Greger, 2009, des zones végétées ont diminué les concentrations de cuivre de 36 à 57%, et on performé bien mieux que les zones non végétées. Les tissus des racines, des pousses et des feuilles avaient des concentrations de métaux nettement supérieures à leur environnement. Ces chercheurs ont aussi démontré une augmentation du pH de 3 unités en présence de plantes, indiquant leur effet sur la stabilisation globale du système. Malgré tout, même s’ils ont démontré que les plantes ont bioconcentré des métaux, elles n’ont pas contribué à l’amélioration des taux de rétention globaux pour la majorité des métaux. D’ailleurs, l’enlèvement de métaux dû aux plantes dans les marais est de l’ordre de moins de 1% (Sencindiver et Bhumbla, 1988). Plusieurs autres études ont aussi démontré que la bioconcentration dans les plantes n’est pas un processus principal d’élimination de contaminants, dont Mays et Edwards, 2001 et Schöner et. al. 2009. Ces derniers ont observé une concentration de 5 à 400ppm d’U dans les tissus végétaux, sans que la phytoremédiation ne représente une fraction appréciable d’élimination de l’U dans le MC étudié. Néanmoins, la contribution des plantes demeure quand même importante puisqu’elles forment une surface qui promeut l’adsorption des métaux, ce qui

pourrait catalyser la formation de minéraux plus stables (Schöner et. al. 2009). La surface de mousses sphagnum constitue entre autre un lieu favorable à l’échange de cations (Schöner et. al. 2009), alors que les lits de quenouilles peuvent eux-aussi accélérer l’oxydation et la précipitation d’oxy-hydoxydes ferreux, avec des taux d’élimination de Fe de l’ordre de 80% (McGinness, 1999). D’emblée, il apparaît que même si la bioabsorption par les plantes n’est pas un facteur important dans la performance des marais construits, la présence des végétaux reste essentielle pour stabiliser les conditions de pH et de EH et pour augmenter la surface disponible à l’adsorption. Leur contribution au fonctionnement dans les MC se fait donc plutôt de manière indirecte. 1.2 Sources de contaminants potentiels 1.2.1 L’Uranium L’uranium est un élément radioactif retrouvé naturellement., avec trois isotopes, chacun ayant des différentes propriétés radioactives. L’uranium n’est pas retrouvé dans la nature sous sa forme élémentaire; il peut cependant être retrouvé dans 155 minéraux tels que des phosphates, carbonates, oxydes, arsenates, silicates, molybdates et vanadates. Certaines régions au Canada comprennent des concentrations plus élévées d’uranium due à l’exploitation minière. Le comportement de l’uranium peut dépendre du pH, de l’alcalinité, de la dureté ainsi que de la préseence de matière organique naturelle dans les systèmes aquatiques. Ces facteurs affectent sa mobilité ainsi que sa toxicité en modifiant sa spéciation ainsi que ses formes physico-chimiques. Même si sa spéciation est complexe, certaines études démontrent que dans des environnements à bas pH, avec basses concentrations de matière organique, la formation de l’ion uranyl (UO 2 2+ ) est favorisée. Comme tous les composés d’uranium, l’uranyl est toxique. Entre autre, certaines études démontrent que l’uranyl est la forme la plus toxique de l’uranium; cependant, à différentes valeurs de pH, il peut y avoir des exceptions. Ceci est dû au fait qu’il y a compétition pour la prise en charge entre l’ion d’hydrogène et l’ion d’uranyl (Vandervliet et al. 2009). Peu d’études ont été effectuées au sujet de l’effet sur l’uranium de la dureté, l’alcalinité ainsi que la présence de matière organique dans un système aquatique. Par ailleurs, les microbes peuvent favoriser la réduction de l’uranium dissout dans des sédiments anaérobiques. Aussi, l’absorption de l’uranium est plus importante à un pH neutre. 1.2.1.1 Présence de l’uranium dans l’environnement L’uranium est naturellement présent à de faibles concentrations dans les roches, le sol, l’air et l’eau. Puisqu’il ne peut être retrouvé sous sa forme d’élément dans l’environnement, les composés de celui-ci sont crées lors de réactions

chimiques avec d’autres substances. Ces composés d’uranium sont plus ou moins solubles. Leur solubilité dans l’eau détermine leur mobilité et leur toxicité dans l’environnement. En premier lieu, il y a des très faibles concentrations d’uranium dans l’air sous forme de poussière. En second lieu, dans le sol, les concentrations d’uranium se retrouvent dans les sédiments et dans les couches plus profondes. Ces concentrations augmentent à cause des activités industrielles anthropognéqiues, entre autre de l’industrie minère. Dans le sol, l’uranium se combine avec d’autres composés et peut rester sous la terre pendant plusieurs années avant de pénétrer l’eau souterraine. Troisièmement, il y a ainsi la présence d’uranium dans l’eau; cependant, celle-ci n’indique pas la toxicité de l’eau. Dans les systèmes aquatiques, l’uranium est majoritairement dissout et provient des roches et du sol. Lorsque l’uranium est en suspension dans l’eau, celle-ci est trouble. Afin que l’eau soit potable, elle doit contenir de très faibles concentrations d’uranium. Finalement, dans les végétaux, l’uranium est stocké dans les racines des plantes. Aussi, l’érosion des produits extraits de mines peuvent entrainer la libération de quantités importantes d’uranium dans l’environnement. De plus, selon certaines sources, (GreenPeace 2009), l’extraction de l’uranium pour des combustibles nucléaires nuit considérablement à l’environnement. Premièrement, l’uranium est une ressource limitée. Deuxièmement, l’extraction de l’uranium peut résulter en la radioactivité des sols et eaux environnantes. De plus, Greenpeace a noté que le traitement d’un minerai d’uranium entraîne l’utilisation d’autres produits chimiques qui eux peuvent causer une contamination des sols et de l’eau d’acide sulfurique, de mercure, d’arsenic et d’autres. Aussi, l’extraction de l’uranium peut produire du radon (produit de la désintégration de l’uranium) en grandes quantitées. L’exposition prolongée des humains au radon peut engendrer divers cancers, entre autre, le cancer du poumon. Par ailleurs, la grande contribution économique provenant de l’exploitation de l’uranium pourrait rendre plus difficile l’implantation de mesures de gestion environnementales strictes, à risque de diminuer la profitabilité des opérations. 1.2.1.2 L’uranium dans les marais construits Dans des environnements marécageux, l’uranium est majoritairement accumulé dans les sédiments (Schöner et al. 2006) Ceci indique alors que l’uranium peut être extrait des solutions aqueuses ainsi que des sédiments. Il est important de déterminer les méchanismes qui immobilisent l’uranium dans les marais. Il est aussi souvent associé à la matière organique dans le marais. De plus, plusieurs espèces de plantes qui poussent dans les sols contentant de l’uranium, absorbant celui-ci dans leurs tissus.

Il y a plusieurs techniques utilisées afin de localiser l’uranium dans les particules, entre autre, la détection autoradiographique. Cette méthode utilise des détecteurs de rayons alpha de l’uranium. Selon Electron Microscopy, et Energy dispersive x-ray analyses, l’uranium se retrouve principalement avec le carbone. Par ailleurs, les aggrégats d’aluminium et de carbone retiennent ainsi l’uranium. (Schöner et al. 2006) Dans la majorité des cas, l’uranium n’est pas isolé dans des états stables. Certaines études ont été effectuées en Allemagne de l’est par Schöner et al. (2006) pour déterminer si les marais construits sont un système passif efficace pour l’eau minière contenant l’uranium. Ces études ont démontré que seule une fraction des marais contruits transporte efficacement l’uranium. L’analyse de trois marais construits avec un fonctionnement optimal indique que l’uranium est retenu dans les endroits où la réduction des sulfates est négligeable. Alors, pour assurer le fonctionnement optimal d’un marais construit conçu pour le traitement d’eau minière contenant l’uranium, il faut minimiser les influences extérieures, telles que des fluctuations hydrologiques et saisonnières, des fluctuations de pH ou d’activité microbienne. Il est donc crucial qu’un environnement stable soit maintenu dans le marais pour bien retenir l’uranium. (Schöner et al. 2006) Risques de l’uranium à la santé humaine Nous sommes sans cesse exposés à l’uranium dans l’environnement à travers la nourriture, l’air le sol et l’eau. Cependant, selon les scientifiques, les concentrations naturelles sont si faibles qu’on peut les ignorer sans risque.Puisque l’uranium est une substance radioactive, ses effets sur la santé humaine ont été étudiées. Si le corps humain absorbe des quantités importantes d’uranium, certaines réactions chimiques peuvent avoir lieu provocant le développement de cancers et de problèmes rénaux. L’uranium enrichi contient plusieurs isotopes radioactifs qui émettent des radiations nocives. Lorsque les humains sont exposés à celles-ci, les risques de développer des cancers sont plus importants. L’uranium enrichi peut être retrouvé dans l’environnement suite à des accidents dans les centrales nucléaires. 2.2 Radiocucléides 1.2.2.1 Présence des radionucléides dans l’environnement Les radionucléides sont des éléments qui émettent de la radiation. En général, la plupart de la radiation des radionucléides auxquelles sont exposés les humains provient de sources naturelles (Affaires indiennes et du Nord Canada, 2004). Au fur et à mesure que les roches s’altèrent dans l’environnement, des concentrations de radionucléides se libèrent. De plus, l’activité minière peut

favoriser l’exposition de radionucléides naturels. Dans l’environnement, il existe aussi des radionucléides industriels, tels que le césium et le strontium. Risques des radionucléides à la santé humaine Les détails des effets à long terme de l’exposition des humains à une faible radiation ne sont pas connus. À chaque jour, nous sommes tous exposés à la radiation solaire, et quelques uns d’entre nous ont été exposés aux rayons X de la médecine. Lorsque nous sommes exposés à de fortes radiations, des cancers peuvent être engendrés. Dans les organismes, les radionucléides sont absorbés par les os et les muscles.Dans la nourriture, il y a parfois de faibles concentrations de radionucléides. Ces concentrations ne sont pas assez élevées pour engendrer des risques sévères.

1.2.3 Métaux Lourds 1.2.3.1 Présence des métaux lourds dans l’environnement Les métaux lourds sont retrouvés naturellement dans les sols et les roches mais peuvent ainsi provenir de sources anthropiques. Les métaux lourds ne sont jamais éliminés de l’environnement (sauf s’ils sont exposés à des sources de rayonnement). Au lieu, les métaux lourds se déplacent dans l’environnement grâce à des courants atmosphériques et aquatiques. Afin de contrôler leur disposition dans l’environnement, il s’agit de surveiller les activités humaines (Affaires indiennes et du Nord Canada, 2004). Risques des métaux lourds à la santé humaine À des concentrations relativement élevées, certains métaux lourds peuvent poser des risques à la santé humaine soit à cause d’une courte exposition à de hautes concentrations, ou une longue exposition à de concentrations plus faibles. Les principaux métaux lourds toxiques sont l’arsenic, le plomb, le mercure ainsi que le cadmium. Certains risques des ces métaux comprennent des maladies ou un viellissement accéléré (RetourVital, 2009). Dans le cadre de cette recherche, il est pertinent d’étudier les effets du plomb, du cadmium et de l’aluminium. Le plomb est le métal qui cause le plus d’empoisonnements. Les symptomes d’empoisonnement au plomb comprend des douleurs abdominales, l’insomnie, des hallucinations, des faiblaisses musculaires, des paralysies, ainsi que plusieurs autres. Quant à l’aluminium, certaines études proposent qu’une exposition prologée à cet élément pourrait engendrer la maladie d’Alzeimer. Des études ont démontré (RetourVital, 2009) que les patients d’Alzeimer ont un plus haut niveau d’alumium dans leurs cerveaux. De plus, une corrélation entre la présence d’alumium dans

l’eau ingérée et la maladie a été trouvée. Dans le cas du cadmium, une exposition périodique peut causer l’obstruction des poumons, des complications rénales ainsi que d’os fragiles. Aussi, plusieurs conséquences telles que l’anémie, l’arthrite, perte des sens, retards de croissance et autres ont été notées. (RetourVital, 2009) Les concentrations de métaux lourds dans l’environnement peuvent augmenter à de tels niveaux à cause de l’extraction minière, l’utilisation des combustibles fossiles, etc. CHAPITRE 2 : LE SITE À L’ÉTUDE : LE MARAIS CONSTRUIT À L’OPÉRATION MINIÈRE DE CAMECO À RABBIT LAKE, SASKATCHEWAN 2.1 Description du site de Rabbit Lake 2.1.1 Historique des opérations La province de la Saskatchewan est la principale région mondiale de production d’uranium. Rabbit Lake, situé en Saskatchewan, est la seconde plus grande opération de moletage (milling) au monde avec une capacité de 12 millions de livres. (Cameco 2009) Géré par CAMECO Corporation, le système est en opération depuis 1975. La production totale de U3O8 en 2008 était de 3.6 millions de livres. Pour l’an 2009, les compagnies minières prédisaient que le système à Rabbit Lake fournirait près de 2 milliards de dollars en revenus au gouvernement, soulignant l’apport économique important découlant de ce secteur. Ceci représente 20% des revenus de budget du Gouvernement de Saskatchewan (Saskatchewan Mining Association, 2009). Selon le site web de CAMECO, l’industrie minière investit des millions de dollars à chaque année pour promouvoir l’intendance écologique. De plus, CAMECO affirme que l’industrie participe à la recherche pour réduire les gaz à effet de serre ainsi les impacts négatifs sur l’environnement. Nous critiquerons donc la véracité de ces énoncés. (Cameco, 2009) 2.1.2 État actuel du site Le marais construit à Rabbit Lake est un système passif pour le traitement d’eau minière contenant de l’uranium. Il a été construit entre mars 1999 et décembre 2000, notamment en plaçant une couche de matière organique d’un marais avoisinant à la base du site. Depuis sa construction, le seul travail majeur a été des excavations mineures en 2001 afin d’augmenter la surface d’eau libre (CAMECO, 2008). Le site actuel du marais est constitué de cellules interconnectées par des ruisseaux. L’entrée du marais est marquée par la Station 2.5.1 puis la sortie, 2.5.12. La Station 2.5.1 a été stabilisée en 1998 en applatissant la pente de la région. Des inspections annuelles sont effectuées par des ingénieurs afin de maintenir les fluctuations de niveaux du terrain. La station 2.5.12 est située en aval de la station 2.5.1. Alors, l’eau minière s’écoule de la station 2.5.1 jusqu’à la

station 2.5.12 et finalement jusqu’à la côte du lac Park à l’est du marais 1. Lors de ce trajet, la qualité de l’eau minière est en mesure de s’améliorer. Nous examinerons alors les concentrations de métaux et radionucléides à ces sites. 2.1.3 Description du programme d’échantillonnage des contaminants dans le marais construit à Rabbit Lake Afin de se familiariser avec le site de Rabbit Lake les copies des rapports de monitoring du site entre 2003 et 2008 ont été recueillies. Une base de données basée sur les tables de données des effluents et influents du marais dans ces rapports a été construite au chiffrier, où les données ont été traitées. Elles ont été regroupées selon différentes catégories pour des fins d’analyse : la variation saisonnière, la variation d’année en année et le pourcentage d’enlèvement des contaminants, calculé selon la formule

Enlèvement (%) =

100 (Concentra tion à l' entrée du marais) - (Concentra tion à la sortie du marais) Concentrat ion à l' entrée du marais

L’analyse statistique employée pour déterminer s’il y avait de la variation entre les saisons est un test d’hypothèse de nullité sur deux moyennes dépendantes. En plus des tables de données, les sections relatives à l’historique du projet minier et la méthodologie de la prise de données ont été étudiées. Présentement, l’échantillonnage au site 2.5.1 (à la sortie), l’échantillonnage a lieu de trois à quatre fois par année. En 2003, l’échantillonnage a été effectué en hiver, printemps, été et autonme. De 2004 à 2008, l’échantillonnage s’est fait au printemps, à l’été et et à l’automne. Au site 2.5.12, l’échantillonnage n’a eu lieu que deux fois par année, soit au printemps et en à l’automne. Divers métaux et radionucléides sont échantillonnés. De plus, la dureté, le pH-L, pH-F2 ainsi que la conductivité de l’eau sont testés. Selon les tableaux Seepage from the North dam Finger Drains et Outflow from Constructed Wetland at AGTMF, certains elements sont échantillonnés à la station 2.5.1 et ne le sont pas à la station 2.5.12. Selon les rapports de monitoring fournis par CAMECO, les protocoles ainsi que la méthodologie d’échantillonnage est surveillée par des employés du département ainsi que des consultants. Le Rabbit Lake Environmental Department staff suit les procédures établies par le Safety Manual: Mineral Exploration in Western Canada, ASTM Standards on Environmental Sampling, Second Edition, 1997 et le Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 20th 1

Des photos du site sont disponibles à l’annexe II Le pH-L est la mesure en laboratoire du pH à partir d’échantillons pris sur le terrain, tandis que le pH-F est la mesure du pH directement sur le terrain à l’aide d’une sonde. 2

Edition, 1998.Avant l’échantillonnage, l’équipement utilisé est testé sur le terrain et est ainsi calibré par des experts afin d’assurer le fonctionnement optimal. 2.1.4 Analyse de la variabilité des paramètres hydrochimiques du marais construit à Rabbit Lake Afin de d’aider à caractériser les tendances du MC de Rabbit Lake, les valeurs dans la base de données ont été soumises à un test statistique. L’objectif était de voir si le marais avait un rendement variable selon les saisons, selon les résultats de l’échantillonnage. Le test soumis a été un test d’hypothèse de nullité sur deux moyennes dépendantes, en se servant de la variable t de Student. On a calculé : où :

•

D est la moyenne de la différence entre les mesures

•

Sd est l’écart type des différences

Il y avait une différence statistiquement significative dans le cas où

<

avec α=0.05. Selon les hypothèses • H0 : µD=0 (aucune différence entre les années ou les saisons) • H1 : µD≠0 (il y a une différence statistique entre les années ou les saisons) Paramètre pH-F pH-L Uranium Radon Pb-210 Th-230 Po-210 Fer

Entrée du marais Été vs. Printemps vs. automne été H0: nonH0: nonrejettée rejettée H0: nonH0: nonrejettée rejettée H0: nonH0: nonrejettée rejettée H0: nonH0: nonrejettée rejettée H0: nonNA1 rejettée NA1 NA2 H0: nonrejettée H0: nonrejettée

NA2 H0: nonrejettée

Sortie du marais Été vs. Printemps vs. automne été H0: nonNA2 rejettée H0: nonNA2 rejettée H0: nonNA2 rejettée H0: nonNA2 rejettée NA1 NA2 H0: nonrejettée H0: nonrejettée H0: nonrejettée

NA2 NA2 NA2

Les valeurs observées étaient < la limite de la méthode de détection donc aucune analyse statistique n’a été entretenue 2 Les données étaient insuffisantes pour pouvoir effectuer l’analyse statistique 1

Figure 1 : Test d’hypothèse sur la variabilité saisonnière des paramètres échantillonnés dans le marais construit à Rabbit Lake

Les résultats statistiques pour la variabilité saisonnière démontrent que dans la plupart des paramètres étudiés, il n’y avait pas de différence statistique entre les saisons. À cause du fait que les concentrations de Th-230 à l’entrée et de Pb-210 à la sortie étaient sous les limites de la méthode de détection, nous n’étions pas en mesure de soumettre ces valeurs au test d’hypothèse. Par ailleurs, l’échantillonnage ne fournissait pas suffisamment de données pour effectuer le test dans le cas du Th-230 et du Po-210 entre le printemps et l’été à l’entrée. Ainsi, à la sortie du marais, les concentrations n’ont pas varié de manière statistiquement importante de l’été à l’automne, mais les données n’étaient pas suffisantes pour déterminer s’il y avait une variation du printemps à l’été. Notons aussi qu’il n’y a eu presque aucun échantillonnage pendant l’hiver entre 1999 et 2008, alors nous n’avons pas pu déterminer si l’hydrochimie différait dans ces conditions. CHAPITRE 3 : SYNTHÈSE DES RECOMMANDATIONS POUR L’ENTRETIEN DES MARAIS CONSTRUITS POUR LE TRAITEMENT DES EAUX POLLUÉES 3.1 Méthodologie Afin de savoir quels sont les standards gouvernementaux et scientifiques par rapport à la gestion des MC pour le traitement de l’eau, une analyse de publications gouvernementales et de littérature scientifique a été entreprise. La récolte de rapports gouvernementaux a été effectuée à l’aide d’un engin de recherche sur Internet. Aussi en se servant de l’Internet, les critères canadien pour les concentrations permissibles de contaminants dans l’environnement on été recherchées. Quelques mots-clés pour la recherche Internet étaient • USEPA • Environnement Canada • CCME Guidelines Protection Aquatic Life • Constructed Wetlands, Maintenance, Monitoring • Acid-mine drainage • Europe constructed wetlands Concernant la littérature scientifique, la majorité de l’information était disponible sur la base de données ISI Web of Science, avec les mots-clés suivants utilisés : • • • • • • •

Operation Maintenance Monitoring Constructed wetlands Guidelines for sampling Uranium in constructed wetlands Acid mine drainage constructed wetlands

•

Radionuclides

Dans le but de se familiariser avec les enjeux plus généraux relatifs au MC, une recherche de livres a été entreprise à la bibliothèque de l’Université d’Ottawa, permettant de réunir ensemble le travail de plusieurs experts sur le drainage minier et les marais construits. Des mots-clés semblables à la recherche sur Web of Science ont été utilisés. Afin de mieux cibler certains sous-thèmes, il a été utile de rechercher les références suggérées et les bibliographies de ces ouvrages. Nous avons employé une approche ‘‘top-down’’, en commençant avec les sources les plus citées dans le domaine (telles que les bouquins Treatment Wetlands de Kadlec et Knight et Constructed Wetlands for Waste-Water Treatment par Hammer), puis en élargissant notre étude aux chercheurs approfondissant les thèmes abordés dans ces livres. Il a aussi été important de cibler les publications spécifiques aux radionucléides, étant donné que la majorité des études de cas de marais construits pour traiter le drainage minier acide est limitée aux métaux lourds. Dernièrement, quelques articles scientifiques non-disponibles au travers de la bibliothèque ont été obtenus par l’entremise du Conseil canadien de sûreté nucléaire, au travers du Dr Richard Goulet, superviseur de ce projet.

3.2 Recommandations de la United States Environmental Protection Agency (USEPA) Selon la United States Environmental Protection Agency, lorsque les MC sont bien gérés, l’eau peut être recyclée et la protection de la faune et la flore est assurée. Les effets néfastes des marais sur l’environnement peuvent être évités en suivant les lignes de guide spécifiques suivantes : o Considération du rôle du marais dans l’écosystème afin de protéger la faune et la flore environnante. o Nécessité d’examiner les caractéristiques du site, soit le type de sol, l’hydrologie, la végétation ou la présence d’espèce en voie d’instinction. o Les marais construits devraient être situés sur un haut terrain. Les effluents devraient être contrôlés pour éviter que les systèmes naturels dans les secteurs plus bas soient contaminés. o Les mesures de contrôle d’eau devraient permettre des échantillonages faciles et des changements dans la quantité et qualité d’eau. o Développement d’un projet de gestion à long terme qui inclut des inspections régulières ainsi que des lignes de guide pour le monitoring. De plus, un marais construit doit être bien géré afin d’assurer une bonne performance de celui-ci. o Maintient d’un environnement propice pour les bactéries et la végétation o Assurance que les flux atteignent toutes les régions du marais o Assurance du contact entre l’eau, la flore microbienne et le sediment

3.2.2 L’emploi des MC pour le traitement pour le drainage minier acide selon l’USEPA Le DMA contient des métaux lourds qui peuvent être absorbés par les sédiments. Lors de tempêtes, ces métaux peuvent être mis en suspension et mélangés dans le système. Alors, la présence de ceux-ci est plus évidente lors de tempêtes. L’utilisation des MC pour le traitement de drainage minier acide est un système passif ainsi qu’une technologie relativement récente. Par conséquent, le système est encore sous recherche pour un obtenir un fonctionnement optimal. Malgré cela, des variations saisonnières de l’enlèvement des métaux ont été notées : moins de métaux furent enlevés lorsque la température était plus basse. La dispersion des métaux lourds est très dangereuse, donc l’échantillonnage régulier est cruciel au fonctionnement du marais construit. 3.2.3 Échantillonnage selon l’USEPA Les plus grands systèmes requièrent plus de surveillance. L’analyse des influents, des effluents, du pH, du Fe, du Mn, de Al, de TSS et du SO 42- est recommandé pour les MC conçus pour le DMA. S’il y a présence de métaux lourds toxiques, il est recommandé d’échantillonner d’une à deux fois par année. L’effluent devrait être échantillonné lors de tempêtes et au printemps pour la raison mentionnée ci-haut. Le monitoring de l’eau du sol devrait être faite d’une à deux fois par année pour s’assurer qu’il n’y ait pas de contamination. 3.3 Recommandations au Canada Bien que le bouclier canadien soit parsemé de mines dont plusieurs emploient des MC, il n’existe pas de protocole spécifique à la fréquence d’échantillonnage pour bien caractériser les charges de contaminants dans ces systèmes. Le document principal dans lequel les gestions recommandées pour les exploitations minières est le Environment Canada Code of Practice for Metal Mines (EC 2009). C’est un guide complet délimitant les recommandations à suivre pour la protection environnementale au courant de toutes les phases de la vie d’une mine, depuis sa construction à sa fermeture, qui comporte aussi un répertoire de toutes les activités minières au Canada. Par ailleurs, représentant le milieu industriel, le Guide to Tailings Management de la Mining Association of Canada est un guide pour l’opération, le maintient et la surveillance des tailings management facilities (TMF) écrit par un consortium de spécialistes représentant l’industrie. Comme Le Code of Practice for Metal Mines, le Guide to Tailings Management offre des conseils pratiques pour assurer une bonne gestion environnementale des TMF. Dernièrement, le gouvernement canadien subventionne un projet intitulé Mine Environmental Neutral Drainage Program, qui comporte lui aussi un volet de

conseils pour les MC traitent du DMA. La section qui suit résumera donc les principales recommandations de ces documents. Il est à noter que la philosophie du gouvernement canadien relative à l’intendance environnementale préconise l’application d’un système où les dommages à l’environnement sont ALARA, ou ‘’as low as reasonably achievable’’, en tenant compte des facteurs sociaux-économiques (Commission canadienne de sûreté nucléaire, 2004). Cela signifie donc que les mesures prises pour minimiser l’impact environnemental permettent un certain risque minimal acceptable afin de permettre à la viabilité économique du site responsable de la pollution. 3.3.1 Environment Canada Code of Practice for Metal Mines La section 4.4 du Code of Practice, qui s’attarde à la gestion environnementale durant la phase opérationnelle des activités minières, énonce qu’un programme spécifique au site devrait être établi pour le monitoring du lixiviat et des déchets miniers acides. Ce programme devrait être en mesure d’inclure les conditions hydrogéologiques locales, les sites d’échantillonnage, les sites d’eau minière résiduelle et les méthodes (incluant protocoles) d’échantillonnage de l’eau. En ce qui a trait aux paramètres à surveiller, le Code of Practice spécifie les paramètres de l’eau, les niveaux de rétention d’eau dans les tailings management facilities et l’inspection des canaux de drainage pour des évidences d’érosion des berges. De plus, les résidus miniers devraient être surveillés afin de pouvoir évaluer le risque de rejet de métaux lourds et de production d’acidité. Le programme d’échantillonnage devrait être suffisant pour déterminer les sources de risques potentiels avant le point final de rejet dans l’environnement. Le Code of Practice est donc un document utile pour cibler les enjeux généraux dans la gestion environnementale des sites miniers. Néanmoins, il ne spécifie pas exactement comment souvent un MC devrait être échantillonné. Il sert plutôt à donner les grandes lignes de la gestion environnementale conseillée aux entreprises telles que CAMECO. 3.3.2 Mining Association of Canada Guide to Tailings Management Tout comme le Code of Practice, le Guide to Tailings Management ne va pas jusqu’à spécifier comment fréquemment un MC recevant du DMA devrait être échantillonné. Le Guide conseille des inspections visuelles pour des signes de dommages physiques au système, tel que l’érosion ou des changements dans l’écoulement d’eau. Il recommande aussi des inspections visuelles de la végétation, des niveaux d’eau et de tout indice de faiblesse dans la structure du TMF. D’un point de vue quantitatif, les niveaux d’eau et les paramètres chimiques de l’eau, incluant l’eau de surface et l’eau sous-terraine, devraient être analysés, ainsi que la

surface piézométrique. Aucune d’échantillonnage conseillée.

mention

n’est

faite

de

la

fréquence

3.3.3 Mine Environmental Neutral Drainage Program (MEND) Le MEND est une collaboration de plusieurs experts en industrie et au gouvernement, dont la Mining Association of Canada et le ministère des Ressources naturelles du Canada. Un programme coordonné visant la recherche et la diffusion de nouvelles technologies pour la prévention du drainage minier acide, il comporte d’importantes recherches dans l’emploi de systèmes passifs recevant du DMA. Encore une fois, aucune spécification n’est donnée par le MEND pour la fréquence d’échantillonnage, mais quelques recommandations énoncées par le MEND sont notamment l’importance d’échantillonner plus fréquemment l’été, quand l’activité bactérienne est plus importante, et après les grandes tempêtes estivales afin de déterminer la capacité du MC à recevoir des augmentations soudaines de DMA y entrant. De plus, à cause des différentes conditions chimiques engendrées par les hauts niveaux d’eau au printemps, il est recommandé d’échantillonner à cette saison aussi. 3.4 Standards en Europe : Passive In-Situ Remediation of Acid-Mine Drainage (PIRAMID) Le programme PIRAMID est un programme de recherche réunissant les milieux académiques, gouvernementaux et industriels dans l’utilisation des systèmes de traitement passif pour le drainage minier acide. Financé en grande partie par la Commission européenne, son but est d’harmoniser la recherche dans ces systèmes en Europe. C’est un document complet, précis et détaillé qui étaye plus que toute autre source, l’entretien des MC en Europe, où la protection environnementale surpasse généralement les standards nord-américains étant donné les facteurs démographiques qui y règnent. Il comporte des sections spécifiques à la construction de MC, au mouvement de plusieurs contaminants présents dans ces sites (dont l’uranium), aux protocoles d’échantillonnages nécessaires et un chapitre détaillé sur le monitoring hydrogéochimique. Prime abord, le guide de PIRAMID énonce qu’il n’y a pas de réponse fixe quand à la fréquence d’échantillonnage nécessaire pour caractériser les MC. Si l’on se basait sur des formules de distribution statistique afin de pouvoir recommander un protocole donnant un aperçu statistiquement fiable des charges de contaminants, on s’apercevrait que la fréquence d’échantillonnage recommandée nécessaire surpasserait de loin les coûts raisonnables à cette activité. Néanmoins, il est noté qu’au minimum une valeur requiert six échantillons (n≥6) pour être statistiquement fiable.

Cela étant dit, l’échantillonnage recommandé selon PIRAMID devrait au minimum contenir un échantillon mensuel, à l’année longue, afin de bien caractériser l’évolution saisonnière. Dans la mesure où cela n’est pas pratique, il est recommandé d’échantillonner mensuellement pour au moins les six mois couvrant la période transitoire de l’hiver à l’été. Quand une mine mature et profonde est échantillonnée, moins de 6 échantillons annuellement peuvent suffire, mais s’il y a de l’écoulement en surface plus d’échantillonnage est recommandé. De plus, à cause de la variation ponctuelle dans les charges de polluants que peuvent causer les événements de tempête, PIRAMID recommande échantillonner après celles-ci, permettant de savoir s’il y a des risques de mobilisation et largage de contaminants de manière ponctuelle et qui ne serait donc pas enregistrée dans un programme d’échantillonnage régulier. Étant donné les difficultés à obtenir la main d’œuvre et les ressources nécessaires pour suivre immédiatement ces tempêtes, il peut être recommandé de se fier à des stations d’échantillonnage automatiques. En plus de la fréquence d’échantillonnage, le guide PIRAMID offre aussi des recommandations très spécifiques au protocole d’échantillonnage à suivre. Par rapport aux techniques de prise d’échantillon, il est conseillé d’éviter d’échantillonner l’à où le sédiment peut être soulevé, puisque ceci donnerait une valeur faussement élevée de métaux, les métaux adsorbés sur le sédiment se retrouvant remis en suspension. Pour la même raison, l’échantillonnage devrait se faire d’aval en amont dans le MC, et seulement dans des endroits où l’eau est bien mélangée pour refléter avec précision l’ensemble le l’hydrogéochimie du MC. Afin de bien caractériser l’évolution quotidienne des charges de contaminants, qui peut varier à cause des variations thermiques dans l’eau du MC, il est aussi conseillé d’échantillonner plusieurs fois au courant de la journée. Dernièrement, il est noté que pour des fins d’assurance de qualité, les échantillons devraient être répliqués de 3 à 5 fois, bien que ceci augmenterait d’un même facteur la fort coûteuse analyse chimique en laboratoire. Les échantillons devraient être filtrés au travers d’un filtre 0.2µm, pour n’analyser que les métaux dissous et non la matière suspendue. Aussi, l’emploi d’un filtre empêchera l’entrée de bactéries pouvant altérer les conditions chimiques, et de ce fait les mesures de métaux, entre la collecte sur le terrain et l’analyse de l’eau. Pour ce qui est des paramètres à mesurer, PIRAMID spécifie exactement quels sont les analyses les plus importantes, incluant le pH, l’acidité totale, l’alcalinité, la conductivité, les solides suspendus et une gamme d’anions et de cations. La conductivité dans un MC ne devrait pas excéder 10 000µS/cm pour permettre aux végétaux de bien croître. De plus, il est conseillé d’effectuer une comparaison des sommes des anions et cations afin de vérifier qu’il n’y ait pas d’ions manquant dans l’analyse, indiquant une source d’erreur possible. Il est aussi recommandé de déterminer et le Fe total, et le Fe ferreux. Dans le cas où Fe total excéderait 5mg/L à l’entrée du MC une unité de sédimentation serait utile avant

l’entrée du DMA dans le MC afin que la sédimentation éventuelle du fer ne limite pas son habileté à purifier l’eau. Un dernier point sur lequel le consortium PIRAMID place beaucoup d’emphase est que l’emplacement et le moment d’échantillonnage pour les données sur l’écoulement de l’eau doivent absolument être les mêmes que pour l’analyse hydrogéochimique, parce-que les niveaux de contaminants sont variables dans l’espace d’un MC. Ainsi, la charge de contaminants, qui est la concentration multipliée par l’écoulement, est une mesure qui est seulement valide dans le cas où ce conseil est suivi. 3.5 Synthèse de la recherche scientifique sur les marais construits pour le traitement du drainage minier acide Étant donné l’importance émergeante des marais construits dans les systèmes de traitement des eaux usées, il existe une vaste recherche scientifique cherchant à expliquer ces systèmes et à cerner leurs limitations. Afin d’optimiser l’entretien du MC à Rabbit Lake, il est donc utile de prêter attention aux développements les plus récents dans la recherche, pour savoir s’il y a des modifications à apporter à la gestion du MC en question. Après avoir amassé une collection de recherches scientifiques, on peut ainsi comparer comment les chercheurs procèdent à l’échantillonnage des MC dans leur recherche à l’échantillonnage fait par CAMECO à Rabbit Lake. En même temps, d’autres conclusions pertinentes relatives aux MC puisées de la littérature, notamment en ce qui a trait à l’importance du monitoring hydrologique des MC et la variabilité saisonnière des charges de contaminants, peuvent fournir des recommandations complémentaires pour la gestion du site. 3.5.1 Fréquence d’échantillonnage entreprise par les chercheurs scientifiques Les protocoles d’échantillonnage qu’emploient les scientifiques peuvent servir de référence à l’industrie afin de savoir comment souvent il est recommandé d’échantillonner un MC pour bien le caractériser. Bien entendu, en général les standards en recherche scientifique seront élevés, puisque la validité des conclusions scientifiques développées en recherche repose bien sûr sur la collecte de données précises. Toutefois, ce critère de haute précision délimite aussi quels sont les besoins d’échantillonnage afin de comprendre au maximum l’évolution des polluants dans les MC. Un bon point de départ est le manuel Treatment Wetlands, par Kadlec et Wallace, 2009, car il représente la référence de base consultée par une panoplie de chercheurs et de gérants environnementaux sur tout sujet concernant les marais construits. Kadlec recommande notamment un échantillonnage trimestriel pour les

métaux, à l’entrée et à la sortie du MC. De plus, dans le cas où les concentrations sont variables, un échantillonnage mensuel serait préférable, avec les données répertoriées dans un chiffrier afin d’en faciliter l’analyse. Dans la recherche comme telle, en général l’échantillonnage est fait soit mensuellement ou hebdomadairement. Par exemple, dans leur recherche en 2009 visant à cibler l’effet des végétaux sur la performance des MC, Nyquist et Greger ont échantillonné les métaux dans leur MC à chaque semaine, à l’entrée et à la sortie, pour en observer la variation. Kadlec lui-même a aussi utilisé cette même fréquence d’échantillonnage hebdomadaire pour l’étude d’un MC recevant du DMA dans le nord de l’Ontario (Bishay et Kadlec, 2005). Mays et Edwards, en 2001, ont échantillonné à chaque mois un MC ainsi q’un marais naturel afin de déterminer si un système performait mieux que l’autre. Sobolweski, en 1999, a lui-aussi échantillonné mensuellement pour étudier l’habileté de deux MC à retenir du cuivre. Dans le but spécifique d’étudier la variabilité saisonnière d’un marais recevant du DMA dans les Rocheuses américaines, August. et. al. se sont assurés d’échantillonner tout au long de l’année, environ à tous les 12 jours avec trois échantillons par jour (matin, midi et soir) à l’entrée et à la sortie. Cette fréquence d’échantillonnage leur a permis d’analyser bien précisément comment variaient les charges de contaminants tout au long de l’année. De plus, ils ont appliqué la méthode de bilans massiques des charges de contaminants (et non des concentrations) telle que recommandée par PIRAMID. Dernièrement, Goulet et. Al. (2001) on échantillonné à tous les trois jours afin d’étudier le lien entre le temps de résidence de l’eau dans un MC et la variation saisonnière des concentrations de métaux. Ainsi, une revue des méthodes employées en recherche scientifique révèle que la fréquence d’échantillonnage prônée se base sur un échantillonnage constant au courant de l’année pour en maximiser la précision. La quasi-totalité des publications consultées qui cherchaient à caractériser un marais construit échantillonnaient à l’entrée et à la sortie pour tous les paramètres étudiés, une étape évidente et cruciale pour étudier leur évolution après le passage dans le MC. 3.5.2 Autres l’hydrologie

conclusions

pertinentes

en

recherche

scientifique :

Plusieurs chercheurs ont démontré à quel point il est important de bien connaître les caractéristiques hydrologiques d’un MC afin d’assurer son bon fonctionnement. Des problèmes avec la canalisation de l’écoulement et la diminution du temps de résidence a grandement diminué l’efficacité de plusieurs MC avec le temps. Par exemple, en l’espace de deux ans seulement le marais construit Benhar, recevant du DMA en Écosse, a vu des diminutions des taux de rétention des métaux de plus de la moitié par rapport aux valeurs maximales déterminées peu après la fin de la construction du marais (Woulds et Ngwenya, 2004). :

Figure 1 : Diminution de l’efficacité d’un marais construit par rapport à l’efficacité maximale [repris de Woulder et Ngwenya, 2004] Les auteurs ont remarqué que l’accumulation de sédiments a causé une canalisation du marais, résultant en une baisse du temps de résidence. Ils ont aussi souligné qu’une portion du MC s’est desséchée, réduisant davantage la surface de contact disponible pour la rétention de métaux. Alors que la canalisation a augmenté, l’accélération subséquente du flux aurait pu avoir comme effet d’augmenter l’oxygène dissous dans l’eau, et donc d’inhiber la réduction bactérienne du soufre. En plus, l’écoulement modifié par la canalisation a empêché la présence de végétaux (T. latifolia), lesquels produisent la matière organique sur laquelle dépendent ces mêmes bactéries leurs procédés métaboliques. Le temps de contact avec les sédiments et la surface de contact moins grande se sont donc combinés pour grandement inhiber les processus de remédiation dans le marais. Dans le même ordre d’idées, dans leur comparaison d’un MC et d’un marais naturel, Mays et Edwards ont observé qu’une des causes principales pour la diminution d’efficacité du MC était encore une fois une conséquence d’un écoulement et d’un temps de résidence réduit. Ils ont aussi fait remarquer que le MC dans lequel la variabilité était la plus grande dans leur étude, correspondait à celui dans lequel s’était produite cette transformation hydrologique (Mays et Edwards, 2001). Encore une fois, dans une étude de MC recevant du DMA d’une mine de cuivre en Colombie-Britannique, il a été noté qu’une baisse dans le temps de résidence de 23 à 13 jours a été accompagné d’une diminution du taux d’enlèvement du cuivre de 80% à 40% entre deux les marais comparés (Sobolewski, 1999). L’accumulation de précipités de métaux peut aussi diminuer la surface des sédiments disponibles à l’adsorption, et de ce fait diminuer l’efficacité du MC (August et. al. 2002). Ces conclusions démontrent donc à quel point l’hydrologie doit être contrôlée afin d’avoir un MC efficace. Ceci peut donc signifier qu’il pourrait être nécessaire, lors de l’entretien du MC, de gruger toute accumulation de débris (Carlile and Dudeney, 2000) pouvant mener à une augmentation de la vitesse d’écoulement et une diminution du temps de résidence.

3.5.3 Autres conclusions variabilité saisonnière

pertinentes

en

recherche

scientifique :

la

La question de la fréquence d’échantillonnage recommandée ne peut être abordée sans considérer la variabilité saisonnière des contaminants dans les MC. Une large étude à ce sujet (August et. al. 2002) permet de cibler les facteurs importants à considérer dans les climats où les conditions climatiques risquent de grandement influencer la performance des MC. Dans l’étude en question, un marais naturel recevait du DMA fortement acide (pH près de 2-3) contenant des métaux, dans une localisation où de novembre à mars, la précipitation était surtout de la neige. Les auteurs ont tout d’abord remarqué une réduction importante du volume d’écoulement pendant l’hiver, passant d’une valeur de 5L/s à la fin de l’été à 3.5L/s en hiver. Cette réduction hivernale de l’écoulement a diminué la quantité d’eau disponible pour purger le DMA des métaux et a diminué l’exposition des minéraux aux processus de remédiation dans le marais. Ainsi, alors que le marais constituait un sink capable d’enlever jusqu’à 9kg de Mn par jour pendant l’été, il est devenu une source de jusqu’à 5kg/jour en hiver. L’évolution du marais d’un sink à une source s’est effectuée pendant les mois d’octobre et de novembre et a fait en sorte que tout au long de l’hiver, l’eau à la sortie du marais était plus riche en Zn et en Mn qu’à son entrée. En même temps, la mort automnale des végétaux ayant absorbé du Mn au courant de l’été a amplifié cette transformation, un problème aussi retrouvé dans d’autres MC en climats froids (Nyquist et Greger, 2009). De plus, l’accumulation d’environ 1m de neige sur les résidus miniers a fait en sorte qu’au printemps, la fonte constituait une nouvelle et importante source de contamination. Les concentrations de Zn ont alors augmenté à jusqu’à 60 fois en excès des conditions considérées comme toxiques pour la vie aquatique par la Colorado Department of Public Health and Environment. Cette augmentation de rejet de métaux a duré de la mi-avril à la mi-juin, avec un maximum à la mi-mai quand les concentrations de Zn, Fe, Mn et de sulfate ont doublé. Ainsi, bien que le marais ait été un excellent sink pendant la période estivale, enlevant en moyenne 50% des métaux durant l’été, il était en fait une source d’augmentation des charges de contaminants au courant de la période froide. Ces résultats ont d’ailleurs été reproduits à plusieurs autres reprises, comme par exemple dans l’étude de Woulds et Ngwenya, 2004. 3.5.4 Autres conclusions pertinentes en recherche problème de la remobilisation des particules adsorbées

scientifique :

le

Comme on le sait déjà, l’adsorption figure souvent comme le principal procédé par lequel les MC réduisent les concentrations de polluants (Schöner et. al. 2009), (Groudev et. al. 2008). La question de remobilisation des contaminants reste néanmoins un souci important sur une échelle temporelle plus longue. Dans le cas spécifique de l’uranium, l’adsorption sur les sédiments n’est pas nécessairement accompagnée par un changement dans la spéciation (de l’UVI à l’UIV insoluble)

(Schöner et. al. 2009). Il n’y a donc pas formation de minéraux d’uraniums stables, et tout changement dans les conditions d’Eh dans le marais peut être accompagné d’un relargage soudain de l’U adsorbé. Une autre recherche a démontré que la concentration d’uranium peut grandement augmenter suite à une augmentation de la demande chimique en oxygène d’un MC (Gerth et. al., 2006), démontrant encore une fois les risques de remobilisation si le système n’est pas bien contrôlé. Puisque les MC sont conçus comme étant des systèmes à longue durée de vie, il convient donc de souligner l’importance du maintient d’un programme d’échantillonnage à long terme plutôt que de se fier à des valeurs ponctuelles pour surveiller l’efficacité des MC (Schoner et. al. 2009). À cause de l’implémentation relativement récente des systèmes passifs pour traiter le DMA depuis les deux dernières décennies, il reste encore beaucoup d’inconnus quant à leur viabilité à long terme. CHAPITRE 4 : ANALYSE COMPARATIVE DE LA GESTION DU MC À RABBIT LAKE PAR RAPPORT AUX RECOMMANDATIONS DU CHAPITRE 3 La dernière section résume les points majeurs à considérer pour l’entretien et l’échantillonnage des marais construits. Une comparaison de la qualité du programme de gestion du MC à Rabbit Lake contre les standards gouvernementaux et scientifiques démontre qu’il y a plusieurs modifications qui pourraient être considérées afin d’assurer les meilleures pratiques de gestion environnementale du site, afin de minimiser les impacts environnementaux. Dans ce chapitre, une discussion sur les points à améliorer sera donc entreprise dans le but de délimiter quelles sont les recommandations à implémenter à Rabbit Lake. 4.1 Discussion des paramètres La fréquence d’échantillonnage pose un problème quant à l’opération du marais. Les échantillons semblent être amassés à des temps fixes lors des années. Cependant, selon certains critères gouvernementaux, l’échantillonnage devrait ainsi être effectué dans les temps à risque; soit suite à une tempête ou suite à la fonte des neiges en printemps. De plus, on trouve que les concentrations des métaux n’excèdent pas les limites gouvernementales; mais y sont assez proches. Il est donc fort probable que les concentrations peuvent atteindre ces limites lors des temps à risque, qui ne sont pas échantillonnés. Donc, les données dans les tableaux ne posent pas de problème quant à la concentration des métaux et radionucléides. Cependant, si l’échantillonnage était éffectué plus fréquemment et dans les temps à risque, nous découvririons peut-être le contraire. Puisque la quantité de données est limitée, nous ne pouvons pas déterminer si les effluents sont présents à des concentrations toxiques. Aussi, certains éléments sont échantillonnés à la station 2.5.1 et ne sont pas échantillonnés à la station 2.5.12. Ceci pose davantage un problème lorsque les concentrations à la station 2.5.12 excèdent la limite gouvernementale. À partir du

Tableau 6.10.4.18 du rapport annuel 2008, Ag, As, B, Ba, Cd, Cr, Co, Cu, Mn, Se, F, Mo, Ni, et V sont échantillonnés à l’entrée du marais et non à la sortie. Parmi ces métaux, selon le tableau Surface Water Quality Objectives (Annexe 1), dans le rapport 2008, Ag, Cd, Cr, Se excèdent les limites gouvernementales. Si ces métaux ne sont pas échantillonnés à la sortie, il n’y a aucune manière de savoir leurs concentrations finales et alors, les concentrations de ces métaux qui seront déposés das le lac environnant. Afin d’analyser davantage la qualité de l’eau du marais, il serait utile d’employer l’approche balance anion-cation pour determiner la qualité du protocole d’échantillonnage ainsi que determiner si celui-ci reflète l’eau de la mine.. Ce calcul est basé sur le fait que les solutions aqueuses sont électriquement stables; alors la quantité de charge dû aux constituants positifs doit être étre égale à la quantité de charge dûe aux constituants négatifs. Ce calcul ne peut pas être complété pour le marais à Rabbit Lake, puisqu’il est impossible d’identifier tous les ions dans la solution à l’étude. Étant donné l’impossibilité d’effectuer l’analyse anion-cation dû au manque de données, dans les rapports futurs il serait important d’indiquer tous les détails au sujet des élements échantillonnés. De plus, à la sortie (station 2.5.12) les données sont insuffisantes pour déterminer la balance anion-cation, puisque très peu des métaux sont en fait échantillonnés. Par conséquent, il n’y a pas moyen de déterminer si l’analyse chimique est valide. Ceci souligne donc l’importance d’échantillonner pour les paramètres à la sortie ainsi qu’à l’entrée du marais. Par ailleurs, même si les études de l’effet du pH sur la toxicité de l’uranium sont limitées, quelques-unes suggèrent qu’un bas pH favorise la formation de l’uranyle (Vandervliet et al. 2009). À la station 2.5.12, le pH est relativement bas. Même si les concentrations d’uranium n’excèdent pas les limites gouvernementales, celui-ci peut former des liaisons et créer des composés qui seront déversés dans le lac environnant. Les composés d’uranyles sont les formes d’uranium les plus toxiques, et puisque les conditions de pH favorisent cette espèce, il est d’autant plus important d’assurer que les concentrations d’uranyle soient minimales.. Enfin, selon l’analyse statistique, les valeurs fournies par le protocole d’échantillonnage de CAMECO permettent donc de dire qu’en général les concentrations des paramètres ne varient pas entre l’été et l’automne. Toutefois, il n’y a pas suffisamment de données afin de déterminer si c’est aussi le cas durant l’hiver et le printemps, quand les conditions chimiques de l’eau sont radicalement différentes dû au gel et à la fonte de la neige. Aussi, il est impossible de déterminer si ces tendances s’appliquent aux métaux en solution, puisqu’ils ne sont échantillonnés qu’à l’entrée et non à la sortie du marais. Ces résultats fournissent donc un aperçu simplifié des conditions des radionucléides et dans le fer dans

marais pour une courte période de l’année, mais ne peuvent pas être utilisées pour extrapoler ce qui se passe de l’hiver au printemps, ni pour les autres paramètres (notamment les métaux) dont l’échantillonnage n’est pas effectué. Enfin, notons qu’en général le nombre d’échantillons pris est relativement faible, limitant leur utilité pour caractériser les tendances plus larges du site. 4.2 Comparaison de Rabbit Lake avec les standards de la USEPA USEPA nous fournit avec des informations générales au sujet de la gestion des marais construits. Cependant, au cours de notre recherche des informations pertinentes à ce sujet n’étaient pas disponibles. À l’aide des caractéristiques du marais, par exemple, le nombre de cellules, les écosystèmes entourants, l’hydrologie, l’élévation des différents sites, la présence d’espèces en voie d’extinction, ainsi que la végétation à proximité, nous aurions pu tirer des conclusions générales au sujet de la gestion du marais construit. Néanmoins, les observations suivantes on été faites . À Rabbit Lake, les mesures hydrologiques ne sont pas prises pour les écoulements d’eau dans le marais. De plus, il serait important de savoir s’il y a des mesures prises pour éviter l’écoulement des effluents dans les écosystèmes. Aucune information n’a été procurée à ce sujet. Par ailleurs, l’USEPA indique que l’échantillonnage devrait être fait pour le pH, le Fe, le Mn, l’Al, le TSS et le SO 42- à l’entrée et la sortie du marais. À Rabbit Lake, tous ces paramètres sauf le TSS sont échantillonnés à l’entrée et la sortie. D’autre part, selon l’USEPA, s’il y a présence de métaux lourds toxiques dans le marais, l’échantillonnage devrait être effectué deux fois par année. À Rabbit Lake, cet exigeance est satisfaite; l’échantillonnage est fait plus de deux fois par année, soit de deux à quatre fois depuis l’an 1999. L’USEPA indique ainsi que l’échantillonnage des eaux des sols pour assurer qu’il n’y a pas de contamination est une étape importante quant à la gestion des marais construits. Au marais construit de Rabbit Lake, cet échantillonnage n’a pas lieu. Finalement, l’USEPA indique qu’il est important de développer un guide de gestion à long terme pour les marais construits. Cependant, ceci doit être effectué selon le cas par des experts. Malheuresement, la gestion d’un marais construit est très conditionnelle; c’est-àdire son efficacité et sa réussite dépendent vraiment de divers facteurs externes et internes, tels que le climat, la flore microbienne, la présence de végétaux, divers paramètres (l’alcalinité, le pH, l’EH, la présence en matière organique), et autres. Des guides de gestion environnementale peuvent êtres fournis par des experts, comme par exemple le Environmental Decision Support Systems (EDSS). Turon et al. 2007 proposent un guide conditionel basé sur des valeurs qualitatives et quantitatives des MC. La gestion-EDSS procure des manuels de gestion caractéristiques à chaque MC, chose qui pourrait être utile pour aider à la gestion du MC à Rabbit Lake.

4.3 Comparaison de Rabbit Lake avec les standards canadiens Pour la plupart, le programme de gestion du MC à Rabbit Lake est conforme aux normes établies par le gouvernement canadien. En effet, un programme détaillé et spécifique de gestion environnementale du site a été créé afin de minimiser les impacts sur l’environnement de la mine, qui inclut l’échantillonnage hydrochimique et hydrogéologique du site. Selon notre interprétation de l’échantillonnage à Rabbit Lake, le programme conforme à plusieurs des critères du Code of Practice, du Mine Environmental Neutral Drainage Program et du Guide to Tailings Management. Puisque ces documents-guide n’offrent pas une base quantitative fixe de la fréquence d’échantillonnage recommandée, leur application à notre problématique en est limitée, mais il y a quand même plusieurs recommandations applicables à noter suite à l’analyse de leurs critères et conseils. Premièrement, le Code of Practice et le Guide to Tailings Management soulignent tous les deux l’importance des inspections visuelles en plus du monitoring chimique. En effet, l’ajout d’un rapport d’inspection physique du MC à Rabbit Lake permettrait aux preneurs de décision de pouvoir surveiller s’il y a des sources de dégradation du MC pouvant mener à une diminution de son efficacité. Bien que les mesures hydrochimiques soient les mesures les plus importantes à cause que leur valeur quantitative, un rapport sur l’inspection visuelle pourrait déterminer si, par exemple, par des processus physiques d’érosion des berges ou d’accumulation de sédiments, les environnements biotiques et abiotiques évolueraient avec des conséquences néfastes. Étant donné l’importance des processus bactériologiques, végétaux et physiques (adsorption sur les sédiments), la collecte de données qualitatives serait un complément bien utile pour la gestion à long terme du MC car on aurait un meilleur portrait de son état. De plus, une analyse microbiologique du MC permettrait de déterminer si les conditions y sont propices pour les bactéries, qui sont essentielles aux transformations chimiques des contaminants vers des sinks permanents. Bien sûr, l’ajout de l’analyse microbiologique ajouterait aussi un coût économique au programme de Rabbit Lake, dont les effets devraient être considérés avant de recommander un tel programme. Toutefois, l’ajout d’un reportage annuel incluant une inspection visuelle serait peu coûteux et pourrait s’avérer bien utile pour assurer l’intégrité du MC à long terme. Par ailleurs, le programme de recherche Mine Environmental Neutral Drainage Program présente des recommandations spécifiques à l’échantillonnage hydrochimique qui sont applicables à Rabbit Lake. Par exemple, encore une fois en lien avec la microbiologie, il serait utile d’inclure plus d’analyse temporelle dans l’échantillonnage, étant donné les variations saisonnières potentielles dans la qualité de l’eau selon l’activité bactérienne. Le MEND fait aussi mention des risques de pics ponctuels dans la concentration des contaminants suite aux grandes précipitations, et aussi suite à la fonte printanière. Le coût d’étendre le programme d’échantillonnage pour davantage caractériser ces deux conditions pourrait en

valoir la peine étant donné que le programme d’échantillonnage présent ne permet aucunement de déterminer s’il y a rejet de beaucoup de contaminants pendant les tempêtes, ni l’échantillonnage printanier. 4.4 Comparaison de Rabbit Lake avec les standards européens : PIRAMID Le document de PIRAMID est sans doute la source la plus détaillée d’information parmi les publications gouvernementales concernant les marais construits pour le traitement des eaux usées. En comparant la gestion du MC de Rabbit Lake avec le programme PIRAMID, cela nous permet de souligner les points à améliorer suivants : Afin d’être conforme aux normes conseillées par PIRAMID, le programme d’échantillonnage de Rabbit Lake requerrait quelques modifications importantes. Tout d’abord, le minimum de six échantillons pour une représentativité statistiquement fiable n’est pas atteint, ni non plus un échantillonnage mensuel couvrant la transition de l’hiver à l’été. D’ailleurs, il n’y a eu aucun échantillonnage hivernal depuis cinq ans, signifiant que pendant des longues périodes de l’année nous n’avons aucune idée si le marais ne rejette des concentrations de contaminants susceptibles d’endommager l’écosystème en aval. On sait pourtant que l’efficacité des MC pendant l’hiver peut être sévèrement compromise, et qu’il peut même y avoir une augmentation des concentrations de contaminants à la sorte par rapport à l’entrée (August et. al. 2002), (Nyquist et Greger 2009), (McGinness 1999). S’il s’avère infaisable économiquement d’incorporer un programme d’échantillonnage mensuel s’étalant sur plusieurs années, au minimum un programme d’échantillonnage approfondi avec des prises de données hebdomadaires pourrait être entrepris pour une année seulement, afin de fournir les informations présentement inconnues entre les dates d’échantillonnage. Ceci permettrait de s’assurer que les charges de contaminants sont bel et bien stables tout au long de l’année. De plus, à l’encontre des recommandations canadiennes, aucun effort n’est fait pour caractériser la mobilisation de contaminants suite aux tempêtes. Enfin, la prise d’échantillonnage devrait idéalement être dédoublée afin de repérer les anomalies, mais les coûts supplémentaires associés à ce processus sont probablement trop élevés pour en justifier l’implantation. Le guide de PIRAMID mentionne spécifiquement que bien que les coûts des analyses hydrochimiques sont relativement élevés, il est critique d’éviter la tentation de les négliger, chose dont l’entreprise minière à Rabbit Lake doit être consciente, vu la quantité limitée de paramètres échantillonné à la sortie du marais par rapport à l’entrée. Par rapport aux mesures d’écoulement, l’échantillonnage n’atteint pas non plus les standards établis par PIRAMID. Alors que PIRAMID stresse l’importance de compléter l’analyse chimique avec des données hydrologiques, aucune donnée n’est fournie sur l’écoulement de l’eau au travers du MC. Comme l’indique le guide,

ceci indique que les données hydrochimiques prises toutes seules ne présentent aucunement une représentation utile de l’eau du marais : [...] It is essential to have reliable flow-rate and (hydrochemical) water quality data. While flow-rate data are essential in determining the size (and ultimately cost) of a scheme, it is the hydrochemical data that will determine what type of treatment units are required, how many of them are required, and what order they should be placed in. If the paragraph above leaves the impression that flow-rate and water quality data can be collected independently, it is time to thoroughly dispel that notion. Unless it is absolutely guaranteed that the flow-rate of the water does not vary (a most unlikely situation), the chemical data will be virtually useless for treatment system design purposes unless a simultaneous measurement of flow-rate is made. It is the contaminant load (i.e. flow-rate x concentration) that ultimately determines the system type and size. Since contaminant concentrations invariably change with flow-rate, it is not possible to reliably calculate contaminant load unless a water sample is collected and flow-rate measured at the same time. In the UK at least, the authors of this report have repeatedly seen time and effort wasted because this has not been done. Ainsi, pour tout l’argent qui est dépensé sur l’analyse hydrochimique à Rabbit Lake, la fiabilité des valeurs est sévèrement remise en question par le fait qu’aucune modélisation ou donnée relative à l’écoulement n’existe. L’ironie est d’autant plus importante quand on considère que les coûts d’analyse hydrologique sont bien moindres par rapport aux données chimiques, comme le soulignent les auteurs de PIRAMID. D’autre part, il est difficile de se fier entièrement aux données fournies par le programme d’échantillonnage à Rabbit Lake parce qu’aucune description des méthodes de collecte de données n’est fournie dans les rapports de monitoring de CAMECO. Nous ne savons donc pas si l’échantillonnage suit les recommandations de PIRAMID : d’échantillonner en aval vers l’amont pour ne pas influencer les résultats par le mouvement des sédiments; d’échantillonner dans les zones où les eaux sont bien mélangées et pas sujettes à des variations régionales et nonreprésentatives des conditions globales du marais et de filtrer l’eau avant l’échantillonnage. De plus, le fait que la grande majorité des métaux de soient pas échantillonnés à la sortie rendent impossible d’effectuer un analyse cations-anions, que recommande PIRAMID, afin de savoir s’il y a des paramètres manquants dans l’analyse chimique. Autre recommandation, il serait important de noter l’heure de

l’échantillonnage et d’échantillonner à la même heure à chaque prise de données, afin de minimiser la variation potentielle des paramètres selon des cycles diurnes/nocturnes. Dernièrement, quelques modifications par rapport au fer s’appliquent à Rabbit Lake selon les normes de PIRAMID. Puisque les concentrations de Fe à l’entrée excèdent 5mg/L, il serait important d’incorporer une cellule supplémentaire de sédimentation avant l’entrée au marais où d’augmenter le temps de résidence dans les cellules existantes, parce-que la sédimentation excessive de Fe dans le marais pourrait nuire à son efficacité en réduisant la surface de contact pour l’adsorption et en diminuant les populations de bactéries dans le marais. Aussi, la différenciation du Fe ferreux et ferrique aiderait à caractériser les conditions d’oxydoréduction du site et de voir si les ions dans le marais sont sous leurs formes chimiques les plus stables ou sous des formes solubles. 4.5 Comparaison de Rabbit Lake avec la recherche scientifique Il est bien évident que les méthodes d’échantillonnage entreprises par CAMECO à Rabbit Lake ne sont pas comparables aux standards employés dans la gamme de recherche scientifique consultée. Quand les chercheurs scientifiques dans la littérature consultée cherchaient à caractériser la performance d’un MC, en aucun cas n’ont-ils échantillonné à une fréquence moindre que mensuellement. Plusieurs projets comportaient un échantillonnage hebdomadaire, voire avec un souci du temps dans la journée dans lequel sont pris les échantillons. Il est normal qu’étant donné les coûts reliés à l’analyse hydrochimique que CAMECO réduise le nombre d’échantillons pris, mais le volume de données pour le MC à Rabbit Lake ne suffirait pas aux rigueurs de la communauté scientifique, étant donné les périodes couvrant plusieurs mois à la fois dans lesquelles aucun échantillonnage n’est fait. Aucune tentative n’est faite pour considérer la variation quotidienne des charges de contaminants, et l’échantillonnage espacé dans l’année ne donne qu’une piètre idée sur la variation saisonnière, comparé à ce qui est observé en science. Cette lacune pourrait être très significative étant donné la diminution d’efficacité des MC étudiés pendant l’hiver causée par les changements d’écoulement, microbiologiques et végétaux. De plus, le problème de mobilisation de contaminants dans les eaux de fonte démontré par August. et. al. illustre l’importance de l’échantillonnage au printemps pour s’assurer que le système est en effet efficace à cette période. Comme dans la comparaison avec les standards gouvernementaux, on constate le fait que tous les chercheurs scientifiques soulignent l’importance de données à l’entrée et à sortie du marais, données absentes dans le cas de Rabbit Lake, ce qui pose un sérieux problème dans la tentative de caractériser le site. Étant donné les facteurs économiques, il ne serait pas raisonnable d’imposer à l’industrie les standards utilisés en science. Néanmoins, on peut les utiliser pour estimer une

méthodologie acceptable en industrie, et la comparaison à Rabbit Lake démontre que la différence par rapport à ces standards scientifiques est large et que l’échantillonnage ne permet pas de savoir ce qui se passe au niveau hydrochimique dans ce marais. D’autre part, la synthèse des développements en recherche scientifique a révélé quelques points importants pour le suivi d’un MC à long terme. La diminution du temps de résidence avec le temps, telle que démontrée par Woulds et Ngwenya et Mays et Edwards, nous porte à recommander que même si après une dizaine d’années d’existence le MC de Rabbit Lake réussit à retenir plusieurs contaminants selon les données disponibles, il est important de ne pas négliger la continuité de prise de données au fil des années. De plus, le risque de remobilisation des particules adsorbées présente une autre justification d’un suivi détaillé sur de longues périodes. Une diminution de la fréquence d’échantillonnage après la cessation des opérations minières diminuera les coûts, mais un échantillonnage comportant des données hydrochimiques et hydrologiques ainsi qu’une inspection visuelle du système sont quand même conseillés afin de déterminer s’il se développe des problèmes de canalisation, de remobilisation, de sédimentation excessive ou de diminution du couvert végétal dans le temps. 4.6 Incertitudes par rapport aux résultats Les résultats de ce rapport sont tirés à partir d’une comparaison des données disponibles aux recommandations gouvernementales et scientifiques obtenues par une vaste recherche. De ce fait, il faut souligner que toutes les conclusions établies se basent donc sur des sources externes, puisque les auteurs n’étaient pas en mesure d’aller eux-mêmes sur le site-même pour effectuer leur propre recherche. Par conséquent, les recommandations sont tirées de cas généraux, et il est possible que certaines conclusions ne soient pas applicables au site spécifique à Rabbit Lake étant donné certain facteurs locaux qui n’ont pas pu être identifiés. Il existe très peu de recherche sur les radionucléides dans les marais construits, et de ce fait toutes les recommandations se basent sur une synthèse de recherche scientifique plutôt limitée. Il est possible que des développements futurs en recherche modifient les conclusions tirées de ce rapport, surtout quand on considère l’arrivée relativement récente de l’application des marais construits dans ce domaine. De plus, une importante incertitude tire du fait que les auteurs n’ont jamais eu l’occasion de se présenter eux-même sur le site et de s’y familiariser. Toutes les conclusions sont donc faites par rapport à des données prises ailleurs. Il y a donc un certain manque de familiarité des auteurs par rapport à la disposition physique du site, puisqu’en se basant uniquement sur les rapports de CAMECO il a été difficile de visualiser où exactement les stations d’échantillonnage étaient dans le marais, et où le marais se trouvait dans la série d’unités de traitement des résidus miniers du site. En plus, puisque la source principale de données brutes était l’entreprise

CAMECO, il est important de souligner un certain biais puisque l’entreprise cherchera évidemment à démontrer autant que possible une image de corporation avec des bonnes pratiques environnementales. Ainsi, toutes les conclusions et modifications recommandées dans ce rapport on du être extrapolées selon les informations manquantes dans le rapport. 4.7 Recommandations pour la suite du sujet Ce document consiste en un important relevé des standards octroyés par les gouvernements et les scientifiques et une comparaison de ceux-ci avec le site à l’étude. La prochaine étape dans le projet serait d’approfondir la caractérisation du site selon les données disponibles. Étant donné l’expertise limitée des auteurs avec des méthodes statistiques, il conviendrait d’élargir la base de données et de la soumettre à davantage de tests pour étudier la variabilité saisonnière et au fil des années des concentrations des contaminants. Par exemple, dans les études futures à ce sujet, il serait pertinent d’effectuer un test de puissances afin de déterminer si la fréquence d’échantillonnage est acceptable par rapport à la variabilité du marais. De plus, une importante source d’information non-disponible aux auteurs, mais qui serait très importante à considérer, serait les rapports de monitoring impliquant d’autres mines semblables aux Canada et ailleurs dans le monde. Une prochaine étape utile serait de comparer le programme de CAMECO à Rabbit Lake avec d’autres entreprises minières pour déterminer jusqu’à quel point il est conforme avec les standards dans le secteur privé. De plus, afin d’avoir une meilleure idée sur les techniques d’échantillonnage il serait utile de se familiariser davantage avec les protocoles que la compagnie dit suivre pour sa prise de données sur le terrain, afin de voir s’il y a des points à améliorer. Dernièrement, pour la suite du projet il serait utile d’établir un contact direct avec les professionnels en charge de la gestion environnementale au site même, afin de pouvoir leur poser des questions sur les sujets non-discutés dans les rapports de monitoring produits par CAMECO.

4.8 Forces et Limitations du Projet La force du présent document constitue en la vaste synthèse des différents experts sur l’emploi du DMA dans le traitement des MC. Il est donc applicable au cas spécifique de Rabbit Lake, mais peut aussi être utile pour analyser la gestion de marais construits ailleurs au Canada et dans le monde puisqu’il délimite quels sont les standards environnementaux établis pour assurer un maintien acceptable des MC. La recherche de bases de données gouvernementales fournit les recommandations qu’ont établies différents États dans l’entretien des MC, particulièrement le monitoring. La synthèse de la recherche scientifique dans le domaine donne un aperçu sur les standards employés par les chercheurs à l’échelle mondiale, ainsi que leur évaluation continue et critique des MC pour le traitement de DMA. À l’échelle plus locale, la compilation des données hydrochimiques de

Rabbit Lake permet de déterminer quelles modifications sont recommandées pour la gestion de ce site. La principale faiblesse de ce document repose sur le manque de comparaison efficace à d’autres sites semblables ailleurs dans le monde, étant donné le nombre limité de mines d’uranium, le peu de recherche qui existe spécifiquement sur les radionucléides dans les environnements marécageux miniers et l’impossibilité d’avoir accès aux rapports créés par le secteur privé. Idéalement, une comparaison des rapports de monitoring pourrait être établie entre l’opération de CAMECO à Rabbit Lake et d’autres entreprises minières ailleurs au pays et au monde afin de pouvoir bien cibler quels sont les standards en industrie et quel degré de liberté possèdent les industries ailleurs quant au rejet de contaminants radioactifs, acides et métalliques dans l’environnement. Cette lacune est compensée par la comparaison avec la recherche scientifique, mais il va de soi que les standards académiques sont en général supérieurs à ceux en industrie (en termes de méthodologie et de fréquence d’échantillonnage) puisque la recherche scientifique est justement si soucieuse de présenter des données fiables pour supporter les conclusions établies. Dernièrement, une limitation du projet est sa spécifité par rapport au marais construit à Rabbit Lake, qui n’est une étape parmi plusieurs dans le système de traitement des déchets de l’opération minière. Alors qu’il réussit à cerner comment le marais pourrait être modifié pour de meilleures pratiques environnementales, aucune considération des autres unités de traitement n’est entreprise, alors que les données pour ces dernières sont importantes à considérer pour l’entretien à l’échelle de l’opération totale.

Conclusion : L’écoulement de contaminants du marais construit à Rabbit Lake dans le lac Park avoisinant ne semble par constituer une source majeure de polluants, étant donné les très faibles concentrations mesurées à l’effluent. Toutefois, plusieurs paramètres ne sont pas échantillonnés à la sortie, posant un doute sur la qualité réelle de l’eau drainant vers le lac. De manière générale, le programme d’échantillonnage ne suffit pas pour bien caractériser les charges de contaminants au site, et il est possible qu’en augmentant la prise d’échantillons on remarque que le marais construit n’est pas suffisant comme unité de traitement des contaminants. Plusieurs améliorations sont à apporter afin que le programme d’échantillonnage satisfasse aux critères établis par les gouvernements et aux normes utilisées en science. Le site devrait être échantillonné à long terme pour s’assurer qu’il ne se dégrade pas davantage avec le temps.

Remerciements : Les auteurs tiennent à remercier le Dr. Richard Goulet, de la Commission canadienne de la sûreté nucléaire, qui a supervisé le projet et dont les conseils et l’appui ont été bien utiles pour la réalisation de ce rapport. Une reconnaissance est aussi due à l’entreprise CAMECO, laquelle a fourni toutes les données sur le site à Rabbit Lake qui ont été utilisées dans l’analyse du marais construit.

Références : 1. Abdelouas A. Lutze W., Nutall E.H. 1999. Uranium Contamination in the Subsurface: Characterization and Remediation. Dans Burns, P.C. et Find, R. (Éds), Reviews in Mineralogy, Vol. 38: Uranium: Mineralogy, Geochemistry and the Environment. Mineralogical Society of America, Washington. 679pp. 2. Affaires indiennes et du Nord Canada, 2004. Les radionucléides. Disponible en ligne. URL : [http://www.ainc-inac.gc.ca/ai/scr/nt/ntr/pubs/rdn-fra.asp] Consulté le 18 novembre 2009. 3. Affaires indiennes et du Nord Canada, Sans date. Les métaux Lourds. Disponible en ligne. URL : [http://www.ainc-inac.gc.ca/ai/scr/nt/pdf/hym-fra.pdf] Consulté le 18 novembre 2009 4. August, E.E, McKnight, D.M., Hncir, D.C. et Garhart, K.S. 2009. Seasonal Variability of Metals Transport through a Wetland Impacted by Mine Drainage in the Rocky Mountains. Environ. Sci. Technol. 36, 3779-3786. 5. Akcil A, Koldas S. 2006. Acid Mine Drainage (AMD): causes, treatment and case studies. J. Cleaner Prod. 14(12-13), 1139-1145 6. Bishay, F. et Kadlec, RH. 2009. Wetland Treatment at Musselwhite Mine, Ontario, Canada. Dans Vymazal, J. (Éd) Natural and Constructed Wetlands: Nutrients, Metals and Management. Backhuys Publishers, Leiden, Pays-Bas. pp. 176-198. 7. Brodie, G.A., Hammer, D.A., Tomljanovich, D.A., 1989. Constructed wetlands for treatment of ash pond seepage. Dans: Hammer, D. (Éd.), Constructed Wetlands for Wastewater Treatment. Lewis, Michigan, pp. 211–219. 8. CAMECO. 2003. Rabbit Lake Operation – Annual Report 2003. Préparé pour la Commission canadien de la sûreté nucléaire et le ministère de l’environnement de la Saskatchewan. 9. CAMECO. 2004. Rabbit Lake Operation – Annual Report 2004. Préparé pour la Commission canadien de la sûreté nucléaire et le ministère de l’environnement de la Saskatchewan. 10.CAMECO. 2005. Rabbit Lake Operation – Annual Report 2005. Préparé pour la Commission canadien de la sûreté nucléaire et le ministère de l’environnement de la Saskatchewan. 11.CAMECO. 2006. Rabbit Lake Operation – Annual Report 2006. Préparé pour la Commission canadien de la sûreté nucléaire et le ministère de l’environnement de la Saskatchewan. 12.CAMECO. 2007. Rabbit Lake Operation – Annual Report 2007. Préparé pour la Commission canadien de la sûreté nucléaire et le ministère de l’environnement de la Saskatchewan.

13.CAMECO. 2008. Rabbit Lake Operation – Annual Report 2008. Préparé pour la Commission canadien de la sûreté nucléaire et le ministère de l’environnement de la Saskatchewan 14.CAMECO. 2009. Uranium in Saskatchewan. Disponible en ligne. URL :http://www.cameco.com/uranium_101/uranium_sask/] Consulté le 15 octobre 2009. 15.CAMECO. 2009. Summary – Rabbit Lake. Disponible en ligne. URL : http://www.cameco.com/mining/rabbit_lake/]. Consulté le 15 octobre 2009. 16.Canadian Nuclear Safety Commission. 2009. Record of Proceedings, Including Reasons for Decision, Government of Canada, Disponible en ligne URL: http://www.cnsc-ccsn.gc.ca/eng/commission/pdf/2009-06-10-Decision-AREVAe-Edocs3405423.pdf. Consulté le 27 octobre. 17.Capinov. 2009. Métaux Lourds. Disponible en ligne. URL : [http://www.capinov.fr/base.php?id=14]. Consulté le 20 novembre 2009. 18.Carlile, M.J., Dudeney, A.W.L., 2000. Iron transport and retention in ochre-rich watercourses. Min. Res. Eng. 9, 357–375. 19.Commission canadienne de la sûreté nucléaire. 2004. Keeping Radiation Exposures and Doses "As Low as Reasonably Achievable (ALARA)". 9pp. 20.Conseil canadien des ministres de l’environnement. 2007. Canadian Water Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life – Summary Table. Dans: Canadian environmental quality guidelines, 1999, Canadian Council of Ministers of the Environment, Winnipeg. 21.Conseil canadien des ministres de l’environnement. 2002. Canadian Sediment Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life – Summary Table. Dans: Canadian environmental quality guidelines, 1999, Canadian Council of Ministers of the Environment, Winnipeg. 22.Conseil canadien des ministres de l’environnement. 2002. Canadian Sediment Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life – Summary Table. Dans: Canadian environmental quality guidelines, 1999, Canadian Council of Ministers of the Environment, Winnipeg. 23.Dagenais A.M., Aubertin M., Brussière B., Martin V. 2005. Large-scale Application of Covers with Capillary Barrier Effects to Control the Production of Acid Mine Drainage. Post mining (16-17). En ligne. URL: [http://www.polymtl.ca/enviro-geremi/pdf/articles/Dagenaisetal-CCBE%20GISOS-Vf-Oct05.pdf].

24.Energy Mines and Resources Canada. Mine Environmental Neutral Drainage Program. 1990. Assessment of Existing Natural Wetlands Affected by Low pH, Metal Contaminated Seepages (Acid Mine Drainage). MEND Project 3.12.1. Prepared by P. Land and Associates Ltd for Environment Canada, Conservation and Protection Branch. 27pp. 25.Environment Canada. 2009. Environmental Code of Practice for Metal Mines 26.Fortin, D., Goulet, R, et Roy M. 2000, Seasonal Cycling of Fe and S in a Constructed Wetland: The Role of Sulfate-Reducing Bacteria, Geomicrobiol. J. 17, 221-235. 27. Fortin D. et Praharaj T. 2005. Role of Microbial Activity in Fe and S Cycling in Sub-Oxic to Anoxic Sulfide-Rich Mine Tailings: A Mini-Review. J. Nuc. Radiochem. Sci. 6(1): 39-42. 28. Fortin, D., Southam,G., et Beveridge,T.J. 1994. Nickel sulfide, iron-nickel sulfide and iron sulfide precipitation by a newly isolated Desulfotomaculum species and its relation to nickel resistance. FEMS Microbio. Ecol. 14: 121132. 29.Gerth, A., Hebner A., Kiessig, G. et Zellmer, A. 2005. Passive Treatment of Minewater at the Schlema-Alberoda Site. Dans Merkel, B.J. et Hasche-Berger, A. (Éds) Uranium in the Environment. Springer Berlin Heidelberg , Berlin. pp. 409-414. 30.Global Info Mine. 2009. Rabbit Lake (Cameco) – Property News, Disponible en ligne URL : http://www.infomine.com/index/properties/RABBIT_LAKE_(CAMECO).html. Consulté le 27 octobre 2009. 31.Goulet R.R., F.R. Pick & R.L. Droste. 2001. Test of the first-order removal model for metal retention in a young constructed wetland. Ecol.Eng. pp. 17:357-371 32.GreenPeace. 2009. L’extraction d’uranium détruit l’environnement. Disponible en ligne. URL : [http://www.greenpeace.ch/fileadmin/user_upload/Downloads/fr/Atome/2009_ Atome_Fiche_ExtractionUranium.pdf] Consulté le 28 novembre 2009. 33.Groudev, S., Georgiev, P., Spasova, I. et Nicolova, M. 2008. Bioremediation of acid mine drainage in a uranium deposit. Hydrometal. 94, 93–99. 34.Kadlec, R.H. et Knight, R.L. 1996. Treatment Wetlands, Lewis Publishers, Boca Raton, New York, Tokyo, London. 893pp. 35.Kadlec, R.H. et Wallace, S. 2009. Treatment Wetlands, Lewis Publishers, Boca Raton, New York, Tokyo, London. 2nd Ed. 1016p. 36.Kalin, Margarete. 1993. Treatment of Acidic Seepages Using Wetland Ecology and Microbiology. Boojum Research Ltd., for MEND. 111pp. 37.Lenntech, 2009. Uranium – U. Disponible en ligne. URL : [http://www.lenntech.fr/francais/data-perio/u.htm] Consulté le 18 novembre 2009. 38.Mays PA, Edwards GS. 2001. Comparison of Heavy Metal Accumulation in a Natural Wetland and Constructed Wetlands Receiving Acid Mine Drainage. Ecological Engineering 16, 487-500. 39.McGinness, S. 1999. Treatment of Acid Mine Drainage. House of Commons Library – Science and Environment Section. 39 pp.

40.Nyquist J. et Greger M. 2009. A field study of constructed wetlands for preventing and treating acid mine drainage. Ecol. Eng. 3(5), 630–642. 41. Pagnanelli F., Luigi M., Mainelli S. et Toro L. 2007 Use of Natural Materials for the Inhibition of Iron Oxidizing Bacteria Involved in the Generation of Acid Mine Drainage. Hydrometal. 87 (1–2), 27–35. 42.PIRAMID Consortium. 2003. Engineering guidelines for the passive remediation of acidic and/or metalliferous mine drainage and similar wastewaters. European Commission 5th Framework RTD Project no. EVK1-CT1999-000021 "Passive in-situ remediation of acidic mine / industrial drainage" (PIRAMID). University of Newcastle Upon Tyne, Newcastle Upon Tyne, Royaume-Uni. 166pp. 43.Retour Vital. 2009. Métaux Lourds Dangeureux. Disponible en ligne. URL : [http://www.retourvital.com/Metaux.php] Consulté le 15 novembre 2009. 44.Saskatchewan Environment. 2006. Surface Water Quality Objective, Interim Edition. Regina, Saskatchewan 45.Saskatchewan Mining Association. 2009. May 2009 Mineral Production. Disponible en ligne. URL : [http://www.saskmining.ca/info/Fact-Sheets/fact-sheet-generalinformation.html] Consulté le 25 octobre 2009. 46.Santé Canada. 2003. Federal-Provincial-Territorial Comittee on Drink Water: Summary of Guidelines for Canadian Drinking Water Quality, Health Canada, pp.10 Disponible en ligne. URL: http://www.health.gov.sk.ca/water-guidelineswater-quality. Consulté le 27 octobre 2009. 47.Sencindiver, J.C., et. Bhumbla, D.K. 1988. Effect of cattail (Typha) on metal removal from mine drainage. p. 359–366. Dans Mine drainage and surface mine reclamation. Info. Circ. 9183. U.S. Bureau of Mines, Pittsburgh, PA. 48.Schöner A., Sauter, M. et Büchel G.. 2006. Uranium in natural wetlands: a hydrogeochemical approach to reveal immobilization processes. Active and passive water treatment techniques. Institut für Geowissenschaften, Friedrich-Schiller-Universität, Burgweg 11; D-07749 Jena, Germany, pp. 389397 49.Skousen J. Pas de date. Overview of Passive Systems for Treating Acid Mine Drainage. West Virginia University. Disponible en ligne. URL: http://www.wvu.edu/~agexten/landrec/passtrt/passtrt.htm. Consulté le 22 janvier 2009. 50.Soboleweski A. 2009. Wetlands for the Treatment of Mine Drainage, Disponible en ligne. URL : http://technology.infomine.com/enviromine/wetlands/Welcome.htm. Consulté le 20 octobre 2009.

51.Sobolewski, A. 1996. Metal species indicate the potential of constructed wetlands for long-term treatment of metal mine drainage. Ecol. Eng. 6(4) 259-271. 52.Soboleweski A.2009. Natural Wetlands Treating Mine Drainage, Disponible en ligne. URL : http://technology.infomine.com/enviromine/wetlands/woodcutters.htm . Consulté le 20 octobre 2009. 53.Turon C., Comas J., Alemany, J., Cortés, U. et Poch, M. 2007. Environmental decision support systems : A new approach to support the operation and maintenance of horizontal subsurface flow wetlands. Elseiver B.V., Ecol. Eng. 30(4), 362-367 54.USEPA. Sans date. A Handbook for Constructed Wetlands. Disponible en ligne. URL : http://www.epa.gov/owow/wetlands/watersheds/cwetlands.html. Consulté le 10 octobre 2009. 55.USEPA Treatment for Acid Mine Drainage. Mise à jour le 23 décembre, 2008. URL: http://www.epa.gov/region3water/nps/mining/treatment.htm#wetlands. Consulté le 20 septembre 2009. 56.Wieder, R.K. 1989. A survey of constructed wetlands for acid coal mine drainage treatment in the eastern United States. Wetlands 9, pp. 299–315. 57.Wildemen, T.R. et Laudon, L.S. 1989. Use of Wetlands for Treatment in Environmental Problems in Mining: Non-Coal Mining Applications. Dans: Hammer, D. (Ed.), Constructed Wetlands for Wastewater Treatment. Lewis, Michigan, pp. 221-237. 58.Woulds C. et Ngwenya, T.B. 2004. Geochemical processes governing the performance of a constructed wetland treating acid mine drainage, Central Scotland. Appl. Geochem. 19, 1173-1783.