Au cours des trois dernières décennies, nous assistons à la multiplication des dispositifs institutionnels de participation. La gestion participative et le partenariat font maintenant partie du discours et des pratiques des administrations publiques et des organismes privés. Toutefois, la reconnaissance de l'importance de la participation citoyenne et l'émergence de nouvelles pratiques participatives axées sur la collaboration multipartite ne nous permettent pas de faire l'économie d'une analyse de son efficacité. La présente étude analyse dans quelle mesure la participation des acteurs sociaux à l'évaluation et au suivi des impacts sociaux et environnementaux contribue à l'identification et à la prise en compte des conséquences sociales et environnementales du projet, favorise un dialogue entre les acteurs sociaux, favorise un arbitrage plus équitable des intérêts coprésents et contribue à une meilleure répartition du pouvoir entre les acteurs sociaux dans le sens d'une maîtrise sociale du changement à l'échelle locale. Elle vise également à identifier les obstacles à la réalisation des résultats attendus de la participation énumérés ci-avant. Notre réflexion sur l'efficacité de la participation se situe dans le contexte de l'application du concept de développement local viable (DLV) et de notions qui y sont apparentées, l?empowerment et le capital social. Nous faisions l'hypothèse que l'évaluation d'impacts sur l'environnement (ÉIE) et les dispositifs participatifs afférents induisent des processus d'empowerment et la construction de capital social à l'échelle des communautés locales. Afin de vérifier empiriquement cette hypothèse nous avons réalisé une étude longitudinale de quatre ans sur un projet industriel dont la réalisation était assujettie à l'application de la procédure québécoise d'évaluation et d'examen des impacts sur l'environnement (PÉEIE). Quatre dispositifs participatifs ont été analysés : la préconsultation du promoteur, l'enquête et l'audience publiques du Bureau d'audiences publiques sur l'environnement (BAPE) et les travaux de deux comités de suivi. Malgré l'ampleur des moyens déployés, le bilan est plutôt mitigé. La participation a eu peu d'effet sur l?empowerment et la construction d'un capital social à l'échelle locale. Deux catégories de raisons expliquent cette situation : les lacunes des dispositifs participatifs et la conduite des acteurs. En outre, le cas à l'étude démontre que la participation a eu plutôt pour effet de réaffirmer le contrôle et le pouvoir exercés par les acteurs dominants. De plus, les dispositifs participatifs ont contribué à l'application de normes sociales favorisant l'autocensure et la construction d'un consensus cherchant à assurer la réalisation du projet, perçu comme essentiel à la survie de la communauté.

Plusieurs méthodes peuvent être utilisées pour estimer l'aire d'alimentation d'un puits de pompage. On retrouve, entre autres, les relations analytiques, la cartographie piézométrique et la modélisation numérique. L'objectif de ce projet de recherche consiste en l'élaboration de méthodes permettant d'estimer le plus exactement possible l'aire d'alimentation d'un puits de pompage en milieu anisotrope et hétérogène. Deux volets majeurs ont été développés : les travaux d'investigation sur le terrain et une méthode d'implantation optimale de piézomètres (IOP). Les essais ont été réalisés à Saint-Félicien et plus particulièrement dans l'aire d'alimentation présumée du puits de pompage PE-3, situé en bordure de la rivière à l'Ours. Les travaux d'investigation sur le terrain ont comporté des essais de traçage en eau souterraine et des levés de sismique réfraction. Trois essais de traçage ont été exécutés dans les environs du puits PE-3 de Saint-Félicien. Ces essais, de type convergent se sont déroulés pendant que le puits PE-3 alimentait la municipalité en eau potable. Le maintien d'une eau potable de qualité au puits a introduit des contraintes supplémentaires à la réalisation des essais, concernant notamment la sélection du traceur et l'estimation préalable des concentrations attendues dans l'eau pompée. Les résultats des essais de traçage démontrent le lien hydraulique direct entre le puits de pompage PE-3 et l'eau qui s'infiltre sur la rive opposée de la rivière à l'Ours. Quant aux levés de sismique réfraction, ils ont permis d'estimer l'épaisseur de la section de l'aquifère normale à la direction de l'écoulement souterrain. Suivant la loi de Darcy, la surface de cette section est transposée en surface et correspond à la largeur de l'aire d'alimentation. L'estimation de l'aire d'alimentation à partir de la méthode d'IOP permet d'estimer l'aire d'alimentation par cartographie piézométrique. La disposition des puits d'observation est critique pour la justesse de l'estimation. Cette méthode est appropriée en aquifère d'extension sub-horizontale et constituée d'un milieu poreux mais elle est inefficace en milieu fracturé si les fractures sont verticales. La méthode d'IOP ainsi que le traçage de l'eau souterraine constituent des outils supplémentaires prometteurs pour l'estimation de l'aire d'alimentation et du temps de transfert de l'eau souterraine s'écoulant vers un puits.

La population de ouananiche du lac Saint-Jean a souffert dans les dernières années d'une très forte diminution. Entre juin et octobre 1997, une étude visant à caractériser et à comparer, avec les années antérieures, certains aspects de la productivité primaire et secondaire, a été effectuée sur dix stations du lac Saint-Jean, de façon à pouvoir mieux comprendre la chaîne alimentaire de la ouananiche. Des échantillons d'eau ont été prélevés aux profondeurs de 1, 2, 5, 10, 15 et 20 m et ont servi à mesurer divers paramètres physico-chimiques (pH, température, transparence, conductivité, oxygène dissous, orthophosphates, nitrates, silicates, chlorophylle a totale et phaeopigments). Parallèlement à ces mesures, on a prélevé des échantillons de phytoplancton et de zooplancton qui ont servi à l'identification et au dénombrement des principales espèces. La température moyenne de juin à octobre 1997 était de 16,4°C pour les eaux de surface et respectivement de 15,6 et de 12,9°C pour la couche photique (1,2 et 5 m) et la couche profonde (10, 15 et 20 m). La chlorophylle a totale présente respectivement des valeurs de 1,6, 1,3 et 0,6 mg*m'3 pour les eaux de surface, pour les eaux de la couche photique et pour la couche profonde. Le pourcentage de phaeopigment compris dans la chlorophylle a totale variait, durant la saison, de 21% à 100%. Les valeurs moyennes saisonnières de la conductivité, de l'oxygène dissous et du pH des eaux du lac Saint-Jean étaient respectivement d'environ 25 uS*cm"1, 9,4 mg*L"' et 6,3. La profondeur moyenne de disparition du disque de Secchi était de 1,9 m, ce qui correspond à une épaisseur d'environ 5,5 m pour la couche photique. La biomasse planctonique maximale (51 mg*m" 3) du plancton a été mesurée le 15 août, à la station 32 tandis que la plus faible biomasse (8 mg*m'3) a été enregistrée le 14 juillet, aux stations 12 et 42. À partir des 339 échantillons, on a identifié 26 espèces de phytoplancton et 17 espèces de zooplancton. Asterionella formosa et Tabellaria jlocculosa sont les deux espèces dominantes du phytoplancton tandis que Codonella cratera et Polyarthra vulgaris dominaient dans les échantillons de zooplancton. Ces différentes espèces étaient similaires à celles retrouvées dans les études antérieures (Lalancette, 1984 ; Ouellet, 1984). En comparant les conditions actuelles du lac avec celles des années '70, on remarque que la température, l'oxygène dissous, les nitrates, la transparence, la chlorophylle a et les phaeopigments ne varient presque pas. La conductivité démontre une légère tendance à l'augmentation et le pH, une légère diminution. Cette étude a permis de caractériser et de comparer certains aspects de la productivité primaire et secondaire actuelle des eaux du lac Saint-Jean avec celle qui existait dans les années antérieures. Cependant, cette étude ne permet pas de déterminer avec précision les différentes facettes de la productivité primaire et secondaire ayant pu modifier la chaîne alimentaire de la ouananiche.

Les acides gras et résiniques se retrouvent dans tes effluents des papeteries; ils proviennent principalement des conifères entrant dans Se procédé de fabrication du papier. Ces déchets sont toxiques et bioaccumulables dans la chaîne alimentaire et ils peuvent être préjudiciables à l'environnement sous bien des aspects. La présente étude porte sur la quantification de ces acides à chaque étape du traitement secondaire servant à décontaminer les effluents d'une usine de pâtes et papiers avant leur rejet dans la rivière. Elle permet de faire des liens avec les conditions maintenues dans la lagune et traduites par divers paramètres tels que te pH, la température, la demande biochimique en oxygène (DBO5), la demande chimique en oxygène (DCO), les matières en suspension (MES). L'échantillonnage s'est fait dans fa lagune aérée de l'usine Donohue de Saint-Félicien, pendant l'été 1995 et l'hiver 1996, Cette lagune sert de traitement secondaire pour tes eaux résiduelles de l'usine. Le dichlorométhane a servi de solvant pour l'extraction des acides gras et résiniques contenus dans tes échantillons recueils. Par la suite, Ses extraits ont été dérivés puis analysés par chromatographie en phase gazeuse. Au cours du procédé de décontamination des effluents une diminution de 52% des cinq principaux acides gras (palmitique, stéarique, oléique, linolénique, linoléique) et une diminution de 71% des trois acides résiniques principaux (acides isopimarique, déhydroabiétique, abiétique) ont pu être vérifiées. La lagune aérée permet de diminuer adéquatement la DBO5, la DCO, et la température avant l'arrivée des effluents dans la rivière. Les conditions maintenues dans fa lagune nous permettent de favoriser la croissance des micro-organismes servant à la biodégradation. Les types de microorganismes identifiés sont Flavobactehum, Pseudomonas et Ënterobacter.

Cette étude est réalisée sur les eaux souterraines de la mine Niobec (St-Honoré, Québec), située dans un complexe carbonatitique de la province structurale de Grenville, partie intégrante du Bouclier Canadien. Elle consiste en une modélisation géochimique par l'analyse de correspondance. Le modèle géochimique, établi à l'aide des programmes PHREEQE et PHRQPITZ, suggère deux types principaux d'eaux souterraines dans le contexte de la mine. Le premier représente les eaux à faible concentration (TSD <10 g/L) correspondant aux eaux saumâtres. Il reflète en grande partie la géologie de la mine. La force ionique n'y dépasse pas 0,2. Ces eaux sont sous-saturées aussi bien en calcite qu'en dolomite favorisant leur enrichissement en calcium, bicarbonate et en magnésium. Ce dernier ne montre pas une distribution régulière à cause de l'effet des minéraux secondaires présents dans les fractures, tels que le chlorite. Le sulfate est aussi abondant dans ces eaux. Il est le résultat de l'oxydation des sulfures présents dans la carbonatite (pyrite et pyrrhotite) dans un environnement physico-chimique superficiel. Le strontium précipite avec le sulfate en célestite, rendant ces eaux sursaturées en ce minéral, ce qui explique sa faible concentration. Le sodium, après le chlore, est l'ion majeur le plus abondant. Le deuxième type d'eau correspond aux eaux salines et saumures (TSD > 10 g/L). Les forces ioniques sont de 0,2 à 2,6 et de 2,6 à 5,2 respectivement. Ce type d'eau est caractérisé par une augmentation de la concentration de Na, Cl, Ca, Sr et K avec la profondeur. Le bicarbonate est moins présent à cause des eaux acides, témoignant de l'important phénomène de dégazage. Le magnésium est moins abondant à cause des conditions plus élevées de la température ne facilitant pas la dissolution de la dolomite. Par contre, ces conditions sont favorables pour la libération du K, provenant des micas et des feldspaths. Le sulfate disparaît sous l'effet du changement du comportement de son coefficient d'activité aux conditions des eaux salines. H précipite en minéraux secondaires, tels que le gypse. L'utilisation de l'analyse de correspondance, en parallèle avec les observations des résultats hydrogéochimiques préliminaires, a permis de confirmer le résultat du modèle géochimique. Trois groupes d'eaux souterraines ont été signalés, à savoir les eaux saumâtres diluées (TSD < 5 g/L) correspondant aux circulations d'eaux superficielles, les eaux saumâtres à salines (TSD = 5-13 g/L) représentant la zone saturée et enfin les eaux plus salines et les saumures profondes (TSD>13 g/L). La surface du cône de rabattement est localisée à des profondeurs de 300 mètres au voisinage du puits et monte jusqu'à 140 mètres de profondeur à l'ouest de ce dernier. Par contre, l'interface d'eau saline est abaissée au voisinage du puits sous l'effet du drainage minier, alors qu'elle prend sa forme normale à l'ouest en passant par des profondeurs de 300 mètres. Enfin, la saumure originelle profonde à la mine semble avoir des concentrations plus élevées que 172 g/L enregistrées à 430 mètres de profondeur. La saumure à la mine est une solution sur salée en Ca-Na-Cl. Elle est aussi riche en ions K et Sr. L'hypothèse d'une origine autochtone de la saumure est favorisée, notamment si on considère les interactions intenses qui ont eu lieu avec l'encaissant.

La présente étude visait d'abord à caractériser la ou les protéines impliquées dans le métabolisme du cadmium lors d'une intoxication subaiguë chez la truite mouchetée, Salvelinus fontinalis. Mitchill. Trente et un jours après l?injection hebdomadaire intrapéritonéale de chlorure de cadmium, le tissu hépatique principalement, présente diverses protéines associées au cadmium. On distingue trois ordres de poids moléculaires, soit des protéines à très hauts poids moléculaires (THPM % 45 OOO) correspondant aux molécules de complexation primaire, des protéines à poids moléculaires élevés (PME * 28 000) pouvant être des apo-métallothionéines et des protéines à faibles poids moléculaires (FPM s 15 000) possiblement des métallothionéines ou des protéines similaires. On observe que le cadmium sature des sites autres que la métallothionéine ou le ligand de zinc lors d'intoxication sous-létale. Le cadmium cohabite alors avec le zinc. Lorsqu'il y a un déplacement métallique du zinc par le cadmium en situation de toxicité aigüe, le zinc se combine à d'autres particules et on constate un certain niveau de saturation du tissu hépatique en cadmium. Ceci est appuyé par les valeurs du facteur de bioconcentration. Un deuxième objectif consistait à déterminer le niveau de contamination du cadmium et des métalloprotéines dans le tissu hépatique de la truite après un séjour de cinq mois dans les eaux du fjord du Saguenay où la concentration en métaux lourds et plus particulièrement en cadmium dépasse fréquemment la norme. Nous avons noté un taux extrêmement faible de cadmium dans le tissu hépatique, et des valeurs plus élevées au niveau du rein et des branchies. Nous retrouvons aussi, quoiqu'en concentration plus faible, la présence des trois ordres de poids moléculaires associés au métal. Comme dans la première expérience, nous n'observons aucun effet biotique de la contamination, confirmant ainsi l'aspect chronique de cette expérience. Des aspects d'antagonisme métallique y sont discutés. Finalement une troisième expérience visait à déterminer les caractéristiques métaboliques du tissu hépatique de la truite mouchetée dans une situation d'intoxication aiguë (dosage de CdC12 élevé, courte période déposition), plus particulièrement en relation avec les types moléculaires de métalloprotéines déjà identifiées. Nous observons ici une dominance des protéines à poids moléculaires élevés (PME) avec le cadmium prépondérant dans les protéines à très hauts poids moléculaires (THPM). Nous estimons ici que dans le cas d'une contamination massive au cadmium effectuée dans un très bref délai où cette même contamination dépasse la capacité de la cellule à s"acclimater au métal, la thionéine n'aurait pas suffisamment de temps pour être synthétisée avant que la cellule ne soit intoxiquée. De plus on sait que des protéines telle l'albumine sérique pourrait jouer un rôle important dans la complexation des ions métalliques et que les taux de dégradation et de resynthétisation des protéines s'effectuent rapidement. Enfin du point de vue morphologique, on peut souligner que les cellules hépatiques présentent un réarrangement des membranes internes et que plusieurs altérations du noyau, des mitochondries et du réticulum endoplasmique rugueux, sont observables.

Divers aspects de la biologie d'une population d'ombles de fontaine anadromes (Salvelinus fontinalis) habitant la rivière Éternité ont été étudiés. Une comparaison est effectuée entre les particularités du cycle de vie de cette population et les principaux travaux portant sur cette espèce. Dans la rivière Éternité, la dévalaison se déroule au cours des mois de mai et juin. Les ombles mesurent de 8 à 21 cm à leur première dévalaison et sont âgés de 1 ou 2 ans. Le mouvement de montaison débute vers la mi-juin, culmine à la mi-août et se termine en octobre. Les ombles anadromes remontent la rivière Éternité aux âges de 1 + (13%), 2+ (74%), 3+ (12%) et 4+ (1%). La population est presque entièrement renouvelée après trois saisons de croissance. Les ombles en montaison mesurent de 15 cm à plus de 50 cm, la taille moyenne étant de 26,5 cm. Les ombles de plus grande taille remontent la rivière en juillet et août et sont suivis, en septembre, par ceux de plus petite taille. Un grand nombre (45%) des ombles en montaison est immature. Le rapport des sexes des ombles en montaison n'est pas différent de la parité. La proportion de mâles est cependant supérieure dans le groupe ayant séjourné une saison en milieu saumâtre alors qu'elle est inférieure dans les groupes ayant demeuré 2 et 3 saisons en milieu estuarien. Des proportions de 52, 39 et 9% des ombles en montaison avaient séjourné une, deux et trois saisons en milieu estuarien. Des proportions de 53 et 89% des ombles en montaison sont matures aux âges 1+ et 2+. Tous les individus sont féconds aux âges 3+ et 4+. Il apparaît que la condition élevée des femelles leur occasionne une grande fécondité. La croissance en estuaire des populations du Saguenay est une des plus élevée rencontrée jusqu'à maintenant chez l'omble de fontaine anadrome. Les ombles de la rivière Éternité atteignent une taille comparable ou supérieure à celle des autres populations en dépit d'une longévité nettement inférieure. La reproduction des ombles anadromes se déroule durant les deux premières semaines du mois d'octobre en même temps et aux mêmes endroits que les ombles dulcicoles. L'étude comparée des ombles anadromes avec ceux résidant en eau douce a permis de détecter très peu de différence entre les deux formes au niveau de l'âge à la maturité, du rapport des sexes, de la condition et de la croissance en rivière. La plus grande longévité des ombles anadromes, leur plus grande taille à la maturité ainsi que leur plus grande taille aux différents âges sont le résultat de leur migration en milieu estuarien. Nous concluons que les deux formes appartiennent à une seule population.

La mesure des variations de la teneur en acides résiniques et de la toxicité lors de traitements anaérobies d'un effluent de pâte chimico-thermomécanique, a pour but d'évaluer les capacités respectives de deux sources de bactéries à «détoxifier» l'effluent. Ces deux sources sont, d'une part, les granules provenant d'un réacteur à boue granulaire traitant une pâte semi-chimique au sulfite neutre, et, d'autre part, les boues provenant d'un digesteur anaérobie situé en aval d'une station aérobie d'épuration d'eaux usées domestiques. Les deux sources de bactéries sont acclimatées à l'effluent grâce à une série de repiquages de cultures en suspension en réacteurs clos. Une fois acclimatées, nous observons dans les deux cas, une augmentation de la toxicité pendant les trois premiers jours de traitement, puis une absence de toxicité au septième jour. L'absence de toxicité au septième jour correspond à une élimination des acides résiniques seulement chez le traitement avec granules. Parce que les mesures portent sur les phases solubles (<0,45 um), il n'est pas possible de dire s'il s'agit là d'une dégradation ou d'une adsorption des acides résiniques aux parois bactériennes. Parce que le traitement témoin (sans ajout de bactéries) présente également une diminution de la teneur en acides résiniques, il n'est pas possible de faire la part entre un phénomène de dégradation abiotique et la possibilité de la présence de bactéries indigènes à l'effluent. Bien qu'une augmentation de la teneur en acides résiniques soit associée à une augmentation de la toxicité, une absence d'acides résiniques n'est nullement associée à une absence de toxicité, démontrant le caractère toxique d'autres substances contenues dans le mélange effluent-boues.

Lors d'une expérience à long terme, nous avons utilisé une technique de culture continue, pour mettre en évidence la présence de protéines complexantes chez l'algue unicellulaire Scenedesmus quadricauda, suite à une intoxication continuelle avec 250 (ig de cuivre L-1. Six (6) échantillonnages ont été réalisés. L'ouverture des cellules a été faite en utilisant un traitement aux ultrasons. Par la suite, les homogénats obtenus ont été ultracentrifugés, puis les surnageants, contenant les protéines solubles, ont été récoltés et lyophilisés. Après la remise en solution des protéines lyophilisées, celles-ci ont été appliquées sur une colonne chromatographique de perméation sur gel. La séparation des composantes peptidiques s'est effectuée selon la masse moléculaire. Le contenu en cuivre des différentes fractions chromatographiques a été mesuré par absorption atomique. Les résultats obtenus démontrent que les cellules du ballon expérimental possèdent un peptide de faible masse moléculaire, comprise entre 2 100 et 800 daltons, à laquelle la majorité du cuivre retrouvée est associé, ce qui n'est pas le cas des cellules du ballon témoin. Les valeurs de masses moléculaires inférieures à 1,5 kDa ont été extrapolées à partir des courbes d'étalonnage, la valeur de 1,5 kDa étant la limite inférieure du domaine d'exclusion du gel utilisé. Ce phénomène de complexation est observé après seulement 12 heures d'intoxication chez les cellules du ballon expérimental. La complexation semble diminuer en fonction du temps suite à la contamination des cellules du ballon expérimental. Les quantités de cuivre associées à des peptides de faible masse moléculaire diminuent, ce qui laisse supposer que la présence de protéines complexantes diminue elle aussi. La morphologie des cellules de Scenedesmus quadricauda est affectée par la présence de cuivre en concentration supraoptimale. Après une quinzaine de jours de culture, les cellules du ballon expérimental présentaient des dimensions réduites, un aspect recroquevillé et un nombre plus élevé de c?nobiums contenant deux (2) ou une seule cellule comparativement à ce qui a été observé dans le ballon témoin.

Thèses (M.A.)--Université de Sherbrooke (Canada), 1998. / Titre de l'écran-titre (visionné le 20 juin 2006). Publié aussi en version papier.