L'approche écosystémique de la santé des populations : le ...

Développement durable et territoiresÉconomie, géographie, politique, droit, sociologie

Vol. 4, n°2 | Juillet 2013Santé et environnement

L'approche écosystémique de la santé despopulations : le cas de l’exposition au mercure descommunautés riveraines de l’Amazonie et du norddu QuébecThe ecosystem approach to population health: the case of mercury exposure in

local communities in Amazonia and in northern Quebec

Sebastian Weissenberger, Delaine Sampaio da Silva et Roger Schetagne

Édition électroniqueURL : http://journals.openedition.org/developpementdurable/9839DOI : 10.4000/developpementdurable.9839ISSN : 1772-9971

ÉditeurAssociation DD&T

Référence électroniqueSebastian Weissenberger, Delaine Sampaio da Silva et Roger Schetagne, « L'approche écosystémiquede la santé des populations : le cas de l’exposition au mercure des communautés riveraines del’Amazonie et du nord du Québec », Développement durable et territoires [En ligne], Vol. 4, n°2 | Juillet2013, mis en ligne le 16 juillet 2013, consulté le 01 mai 2019. URL : http://journals.openedition.org/developpementdurable/9839 ; DOI : 10.4000/developpementdurable.9839

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L'approche écosystémique de lasanté des populations : le cas del’exposition au mercure descommunautés riveraines del’Amazonie et du nord du QuébecThe ecosystem approach to population health: the case of mercury exposure in

local communities in Amazonia and in northern Quebec

Sebastian Weissenberger, Delaine Sampaio da Silva et Roger Schetagne

Les auteurs tiennent à remercier Michel Plante (Hydro-Québec), Robert Davidson (Biodôme de

Montréal) et Anne Roué Le Gall (EHESP Rennes) pour les conseils et renseignements précieux lors de

la rédaction de cet article.

1 Le mercure (Hg) est un des contaminants environnementaux les plus étudiés. Ce métal est

omniprésent dans les écosystèmes à l’échelle planétaire. Ses sources d’émission dans

l’environnement sont multiples, ses trajectoires de dissémination et d’exposition et son

comportement chimique complexes. Pour les humains, le danger réside surtout dans la

faculté du mercure à être accumulé dans les organismes et amplifié biologiquement le

long de la chaîne alimentaire.

2 Certaines perturbations ou changements d’affectation des terres peuvent mobiliser le

mercure présent dans les sols et le rendre biodisponible, lui permettant ainsi d’intégrer la

chaîne alimentaire : la déforestation, la création de réservoirs (Rosenberg et al., 1997), les

lacs de castors (Roy et al., 2009), les feux de forêts (Turetsky et al., 2006), les précipitations

extrêmes (Balogh et al., 2006), l’agriculture (Farella et al., 2006 ; Mainville et al., 2006,) ou la

foresterie (Porvari et al., 2003).

3 Cet article présente deux études de cas, en Amazonie brésilienne et dans le Nord

québécois, illustrant l’étroite relation entre l’utilisation du territoire et des ressources

naturelles et l’exposition au mercure des populations locales. Dans les deux cas, la

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Développement durable et territoires, Vol. 4, n°2 | Juillet 2013

1

présence de mercure dans les organismes aquatiques constitue une menace d’exposition

au méthylmercure, la forme la plus toxique du mercure, pour les populations riveraines à

travers la consommation de poisson. D’importants projets de recherche et d’intervention

ont été menés dans les deux régions, afin de comprendre l’origine et le devenir du

mercure dans l’environnement et finalement de diminuer le risque pour les populations.

Au Québec, ce sont principalement le volet recherche mercure d’Hydro-Québec en

collaboration avec d’autres organismes, surtout la chaire de recherche Hydro-Québec –

CRSNG – UQAM, en Amazonie le projet CARUSO. Nous discuterons de ces deux

expériences de recherche fondées sur l’approche écosystémique de la santé humaine.

Cette approche fait appel à des recherches intégrées en sciences naturelles, en sciences

sociales et en sciences de la santé pour comprendre les liens complexes entre les sources

de contamination, le transfert dans les écosystèmes et la santé humaine. Tout en

s’appuyant sur la participation communautaire et l’analyse de genre, l’approche vise

particulièrement à proposer des solutions à court et à long terme (Forget et Lebel, 2001).

Alors que l'approche écosystémique constitue une voie prometteuse pour aborder les

aspects du développement durable, nous voulons illustrer comment cette approche a été

appliquée à la problématique de l’exposition au mercure au Québec et en Amazonie

brésilienne.

1. Description des territoires géographiques ethumains

4 Les deux territoires sont immenses (plus de 500 000 de km2 pour le nord du Québec1 et

cinq millions de km2 pour l’Amazônia Legal, la partie brésilienne de l’Amazonie) et peu

peuplés (124 000 d’habitants dans le nord du Québec, soit 0,23 habitants/km2, un peu

moins de 20 millions pour l’Amazônia Legal, soit 4,7 habitants/km2). Ce sont des régions

dominées par des couverts forestiers plus ou moins continus, la forêt tropicale en

Amazonie et la forêt boréale dans le Nord du Québec. Ces deux fronts pionniers subissent

une ouverture du territoire, enclenchée en Amazonie dans les années 1960 et au Québec,

de manière sporadique durant les années 1950 et 1960 à travers les projets miniers et

forestiers, puis à partir des années 1970 à travers les chantiers hydroélectriques de la Baie

James. La population amazonienne est née du métissage de trois groupes ethniques, les

populations indiennes, les Européens et les Africains et croît rapidement, surtout en ce

qui concerne la population urbaine. La population du nord du Québec est essentiellement

autochtone ; environ 14 000 Cris et 5000 Inuits habitent sur le territoire de la Baie James

et plus de 10 000 Innus (Montagnais) et un peu moins d’un millier de Naskapis sur celui de

la Côte-Nord.

2. La biogéochimie du mercure – de la mobilisationdans les sols jusqu’à l’exposition humaine

5 Bien que le mercure puisse provenir de sources ponctuelles comme l’orpaillage ou les

usines chlore-alcali, les sources naturelles et la déposition atmosphérique dominent dans

les territoires à l’étude. On estime que la déposition atmosphérique de mercure sur les

régions éloignées a approximativement triplé par rapport à la période préindustrielle

(Lindberg et al., 2007). Les sols forestiers peuvent contenir des quantités importantes de



2

mercure d’origine naturelle, comme c’est le cas dans la forêt amazonienne, où les oxisols

fixent efficacement le mercure (Roulet et al., 1998), ou dans la forêt boréale (Lucotte et al.,

1999).

6 Le rôle des sources ponctuelles est secondaire dans les deux zones d’étude. En Amazonie

brésilienne, l’orpaillage artisanal était initialement considéré comme la principale source

de mercure, mais les études de Roulet et al. (2001) et Farella et al. (2001) ont démontré que

l’érosion de sols nouvellement déboisés était en fait la source principale de mercure dans

la région de la vallée du Tapajos. Lors de l’érosion, le mercure des sols, qui est

principalement lié à la matière organique des horizons superficiels des sols, est

transporté vers les milieux aquatiques (figure 1).

Figure 1. Le cycle du mercure dans la région du Tapajos, tel que décrit dans un schéma éducatifpour les populations locales.

Source : http://www.unites.uqam.ca/gmf/caruso/doc/cartilha_2005/Cartilha_Final_Caruso.pdf

7 Au Québec, il y eut au début des années 1970 des cas de contamination au mercure de

sources ponctuelles, comme la papeterie et l’usine chlore-alcali de Quévillon, en amont de

Matagami, qui causa la fermeture d’une pêche commerciale (Schoen et Robinson, 2005).

Actuellement, c’est l’inondation de sols forestiers lors de la mise en eau de réservoirs qui

est la principale source de transfert de mercure vers les milieux aquatiques (figure 2). La

transition d’un écosystème forestier vers un écosystème aquatique est accompagnée

d’une augmentation du taux de méthylation du mercure sur une période de 8 à 10 ans,

rendant ainsi celui-ci biodisponible (Lucotte et al., 1999 ; Schetagne et al., 2006a). Les lacs

naturels contiennent également du mercure, avec des teneurs variables, mais inférieures

aux réservoirs et qui sont influencées par les caractéristiques des lacs et des bassins

versants ainsi que par des activités humaines comme la déforestation ou les activités

minières (Roué Le Gall et al., 2005).



3

http://www.unites.uqam.ca/gmf/caruso/doc/cartilha_2005/Cartilha_Final_Caruso.pdf

Figure 2. Le cycle du mercure dans un réservoir boréal.

Source : Schetagne et al., 2006a.

8 Le méthylmercure intègre le réseau trophique par l’entremise de microorganismes, de

brouteurs ou de larves d’insectes (Tremblay et al., 1998). Divers facteurs peuvent

influencer la structure des communautés de poissons et également avoir des

répercussions sur la dynamique du mercure : la qualité de l’eau (Carrel et Rivier, 1989 ;

Celo et al. , 2006) ; l’activité de pêche (Surette, 2006) ; et les caractéristiques du bassin

versant (Sampaio da Silva et al., 2009). Le méthylmercure s’accumule dans les organismes

et est ainsi bioamplifié, c’est à dire que ses concentrations augmentent le long de la

chaine alimentaire, avec un décalage temporel des pics de concentrations entre les

espèces piscivores et les espèces non piscivore (figure 3). Comme le mercure inorganique

n’est pas bioaccumulé, la proportion de méthylmercure augmente le long de la chaine

trophique et atteint 80 à plus de 99 % du mercure total dans la chair des poissons d’eau

douce (Watras et al., 1994 ; Lasorsa et Allen-Gil, 1995 ; Lindqvist, 1991).



4

Figure 3. Évolution de la teneur en mercure des grands corégones (non piscivore, a) et des grandsbrochets (piscivore, b) dans les réservoirs du secteur ouest du complexe La Grande, en grisl’étendue des valeurs des lacs naturels. À noter la différence d’échelle d’ordonnée.

Source : Hydro-Québec/SEBJ.

9 La source principale d’exposition humaine au mercure dans ces deux régions est la

consommation de poissons, parfois aussi d’oiseaux et de mammifères se nourrissant de

poissons contaminés (Canuel et al., 2009 ; Lebel et al., 1998, Schetagne et al., 2007). Le taux

d’exposition dépend de la quantité de poisson consommé et des concentrations de

mercure dans les espèces en question. En raison de leur forte consommation de poisson,

les populations autochtones du Québec et les populations riveraines en Amazonie sont

fortement touchées ; ces dernières comptent parmi les populations les plus exposées au

méthylmercure au monde (Passos et Mergler, 2008). Le méthylmercure se bioaccumule

chez les humains ; sa demi-vie est de 44-57 jours dans le sang et 64-80 jours dans les



5

cheveux (Gupta et al., 2006 ; Yaginuma-Sakurai et al., 2012). La contamination au

méthylmercure est donc cumulative dans le temps, mais aussi réversible lorsque les

apports sont réduits.

3. Le problème sanitaire et social

10 Les concentrations de mercure mesurées chez les populations en Amazonie ou au Québec

restent inférieures à la limite de 200 mg/l de mercure dans le sang, correspondant à 50

µg/g de mercure dans les cheveux2, établie par l’OMS (WHO, 1990), à partir de laquelle

existe un risque de dommages neurologiques cliniquement observables (tableau 1). On

peut cependant observer des altérations des performances neurofonctionnelles à des taux

de mercure bien inférieurs à ceux-ci (p.ex. Spitzer et al., 1988 ; Lebel et al., 1996, 1998 ;

Dolbec et al., 2000 ; Amorim et al., 2000). De plus, il faut considérer que certains segments

de la population sont plus sensibles que d’autres. Ainsi, les femmes enceintes sont

particulièrement vulnérables, puisque le méthylmercure est transféré de la femme

enceinte au fœtus à travers la barrière sang-placenta. Une exposition des nourrissons

amazoniens a d’ailleurs également été observée à travers le lait maternel (Boischio et al.,

1998).

Tableau 1. Relation dose-effet du méthylmercure.

Concentration de Hg dans les cheveux

(µg/g)Effets sur la santé

<14 Aucun effet observé dans la plupart des études

15-50 Effets sub-cliniques

50 Seuil limite de l’OMS

50-200 Apparition de symptômes chez l’adulte (paresthésie)

200-1000Symptômes neurologiques importants (maladie de

Minamata)

>1000 Symptômes neurologiques graves jusqu’au décès

Modifié d’après Schetagne et al., 2006c.

11 Les niveaux d’exposition observés dans les études en Amazonie provoquent des

symptômes d’altération du développement neurologique ou neuropsychologique

(capacités de raisonnement et d’organisation visuo-spatiale, motricité, de coordination

fine des mouvements volontaires, troubles centraux de l’articulation et de la sensibilité

tactile, réduction du champ visuel, pertes d’audition, anomalies du développement du

système nerveux central des enfants) (Berzas Nevado et al., 2010 ; Passos et Mergler, 2008 ;

Pinheiro et al., 2007). Ces symptômes mènent à une diminution marquée du bien-être et

de la fonctionnalité de l’être humain. Des batteries de tests spécifiques (voir tableau 2

pour un exemple) ont été développées pour mesurer les atteintes aux fonctions motrices,

sensorielles, cognitives et émotionnelles (Mergler, 1998).



6

12 Dans les études menées en Amazonie brésilienne depuis les années 1990, des relations

dose-effet entre les concentrations de mercure et des indicateurs de motricité (figure 4)

ou de performance visuelle ont été mesurées (Lebel et al., 1996, 1998 ; Dolbec et al., 2000).

Figure 4. Relation entre le niveau de mercure dans les cheveux et la performance dans une épreuvede coordination et de dextérité manuelle, évaluée à l'aide du test de Santa Ana3.

Source : Dolbec et al., 2000.

13 Les études menées à date suggèrent que la relation entre l'exposition et la santé se

présente selon un continuum de symptômes progressifs, dont le début se situe avant les

manifestations de la maladie, les dommages augmentant avec l'exposition cumulée

(figure 5). Les populations amazoniennes se trouveraient à l'heure actuelle aux premiers

stades (Mergler et Lebel, 2001). La progression des individus selon ce continuum varie

selon leur état de santé ou leur susceptibilité génétique, rendant le diagnostic différentiel

de la maladie plus difficile (Mergler et Lebel, 2001). L’avantage principal de l'évaluation

des effets précoces est la possibilité d'identifier une situation de risque à un moment où

les atteintes à la santé sont encore réversibles.

Figure 5. Continuum de détérioration des fonctions nerveuses en lien avec l’exposition au mercure.

Source : Mergler et Lebel, 2001.



7

14 Au Québec, les concentrations mesurées chez différents groupes de population et chez des

pêcheurs sportifs sont moins élevées que celles mesurées en Amazonie (tableau 2). Des

concentrations plus élevées, accompagnées de symptômes neurologiques coïncidant avec

ceux d’une intoxication au méthylmercure avaient été mesurées au début des années

1970, en lien avec des sources industrielles (Spitzer et al.,1988, Schoen et Robinson, 2005).

Des taux de mercure élevés avaient aussi été mesurés chez les Ojibwe de l’Ontario en aval

d’une usine chlore-alcali dans les années 1960, où certains poissons affichaient des taux

de 24 µg/g de mercure, ainsi que chez des Inuits du Nunavik, ce qui était expliqué par

l’importance des mammifères marins dans leur régime alimentaire (Gupta et al., 2006).

Tableau 2. Concentrations de méthylmercure dans les cheveux mesurées dans différentes régionsdu Québec et du Labrador.

RégionNombre de

participants

Concentration

moyenne

Concentration

maximale

Premières Nations

Innus de Sept-Îles 83 0,9 4,2

Sept-Îles 56 0,8 2,6

Québec 1109 0,3 3,7

Oujé-Bougoumou 218 1,6 13,9

Nemaska 97 0,9 8,8

Innus du Labrador 162 0,4 8,1

Innus d’Ekuanitshit 36 0,5 2,0

Havre Saint-Pierre 94 0,9 4,1

Longue Pointe de

Mingan60 0,7 7,4

Pêcheurs sportifs

Lac Saint-Pierre 130 0,7 5,8

Montréal (étude 1) 58 0,2 4,1

Montréal (étude 2) 40 0,5 4,4

Abitibi 130 0,8 16,1

Matagami 174 2,1 14,6

Baie James 88 3,6 16,4

Mergler et al., 2004 ; Schetagne et al., 2007.



8

15 La prise en compte de symptômes sub-cliniques est difficile pour des systèmes de santé

qui sont axés vers le traitement de maladies alors que l’ensemble des symptômes reliés au

méthylmercure à faible dose ne constitue pas une maladie reconnue au sens clinique.

Ainsi, la prise en compte de la problématique du mercure se limite en général à une

surveillance. Au Brésil, cette surveillance s’effectue à travers le programme des personnes

exposées à des substances chimiques, le VIGIPEQ (Dallongeville, 2011). Au Québec, la

surveillance et les programmes d’intervention sont sous la responsabilité des organismes

de santé locaux, qui travaillent généralement de concert avec les ministères de santé de la

province, le ministère fédéral4 et le projet de recherche d’Hydro-Québec.

4. Projets de recherche et d’intervention au Québec eten Amazonie

4.1. Le projet CARUSO en Amazonie brésilienne

16 Le projet canado-brésilien CARUSO, lancé en 1994 et s’échelonnant sur quatre phases

jusqu’en 2008 a été financé par le CRDI (programme Ecohealth) à hauteur de

100 000-150 000 dollars par an. Le projet visait à identifier les principales sources de

mercure, les voies d’exposition et finalement retrouver des pistes pour réduire

l’exposition mercurielle des populations riveraines du Tapajós, en Amazonie brésilienne

(environ 500 personnes), en considérant non seulement les déterminant sanitaires et

alimentaires, mais aussi les facteurs sociaux, écologiques, économiques et politiques

délimitant la problématique du mercure dans la région étudiée (Guimaraes et Mergler,

2012). Lors de la première phase, le projet ne concernait qu’un seul village de 500

habitants. Le nombre de villages est passé à quatre lors de la deuxième phase et à dix lors

de la troisième phase.

17 Dès le départ, le projet CARUSO adoptait une perspective écosystémique,

interdisciplinaire et participative (Johnson, 2003 ; Guimarães et Mergler, 2012). Plusieurs

axes d’intervention ont été déterminés. La réduction à la source des apports de mercure

ne fait qu’accessoirement partie de ces axes, mais est abordée spécifiquement dans le

cadre du projet PLUPH5. Un des axes importants a été l’évaluation du rôle de certaines

composantes de l’alimentation locale, en particulier les fruits (Passos et al., 2008), et le

sélénium (Lemire et al., 2010), sur les niveaux de mercure. Ces études ont été effectuées en

collaboration avec des femmes sur place qui y participaient en établissant un journal

détaillé de leur consommation alimentaire. Elles ont affirmé le rôle bénéfique des fruits

tropicaux puisque pour une consommation équivalente de poisson, le taux de mercure

dans les cheveux est inférieur chez les personnes consommant davantage de fruits par

rapport à celles qui en consomment moins. Les résultats concernant le rôle du sélénium

n’ont pas été concluants (Lemire et al., 2010).

18 Le principal axe d’intervention a été la mise sur pied d’une stratégie d’intervention

participative afin d’encourager la consommation de poissons non piscivores au lieu de

poissons piscivores beaucoup plus contaminés au mercure. Cette stratégie s’est appuyée

sur l’analyse des représentations sociales de la population et sur les intérêts et les

connaissances spécifiques de certains groupes clés pour la construction de nouveaux

savoirs issus de la collaboration entre les chercheurs et la communauté. Des acteurs

sociaux clés tels que les femmes, responsables de l’alimentation, les pêcheurs, les sages-



9

femmes et les infirmières ont été fortement impliqués dans le projet (Guimarães et

Mergler, 2012).

19 Des outils de communication ont été développés en collaboration avec les pêcheurs et

d’autres membres de la communauté, pour s’assurer de leur lisibilité par les destinataires

des communautés et la justesse des informations par rapport au contexte local. Parmi les

outils développés figurent des affiches montrant les niveaux de mercure de nombreuses

espèces de poissons (figure 6), des affiches illustrant les bonnes pratiques alimentaires et

d’utilisation du territoire (figure 7), des ateliers d’échanges entre les chercheurs et la

population et finalement des ateliers d’échanges entre les populations des différents

villages (figure 8).

Figure 6. Affiches présentant les niveaux de mercure dans plusieurs espèces de poissonamazoniens capturées pendant la décrue 2003 et l’étiage 2004.



10

Source : Sampaio da Silva, 2008

Figure 7. Affiche présentant les risques et les bénéfices de la consommation de poisson et lesdifférentes stratégies pour diminuer l’exposition au mercure (consommer des poissons nonpiscivores, consommer des fruits et des aliments variés, ne pas déboiser les berges, rechercher del’information).

Source : Projet Caruso (http://www.unites.uqam.ca/gmf/caruso).



11

http://www.unites.uqam.ca/gmf/caruso

Figure 8. Atelier de restitution et discussion des résultats de la recherche

20 Le changement dans le régime alimentaire a permis de réduire de 35 % les concentrations

de mercure dans les cheveux entre 1995 et 2000 (n =43) (Mergler et Guimarães, 2012). La

comparaison du régime alimentaire des répondants (tableau 3) montre qu'ils continuent à

manger les mêmes quantités de poissons, mais que la proportion des poissons non

piscivores (en vert) a augmenté tandis que celle des poissons piscivores (en rouge) a

drastiquement diminué. Le suivi de l’état de santé des participants a révélé une

amélioration des fonctions motrices et des indicateurs cytogénétiques en lien avec cette

baisse de l’exposition.



12

Tableau 3. Consommation de poisson dans le cadre de l’étude pilote réalisée en Amazoniebrésilienne.

1995

(123 repas)

2000

(122 repas)

F063

2

p

Pescada 29 (24 %) 17 (14 %) 0,07

Piranha 15 (12 %) 2 (2 %) <0.01

Piraracu 15 (12 %) 2 (2 %) <0,01

Aracu 11 (9 %) 37 (30 %) <0,01

Pacu 9 (7 %) 27 (22 %) <0,01

Autres 44 (36 %) 37 (30 %) ns

En gras = poisson prédateur et en italique = poisson non prédateur.

Source : Mergler et Guimarães (2012).

4.2. Le réseau de suivi environnemental d’Hydro-Québec dans le

nord du Québec

21 Suite au lancement du projet hydroélectrique de la Baie James en 1973, le Réseau de suivi

environnemental a été mis en place en 1977 sous l’égide de la SEBJ, et à partir de 1987

d’Hydro-Québec6. Ce réseau a effectué un suivi des teneurs en mercure de la faune

aquatique de 1978 à 2000. Sur le plan légal, les efforts de recherche sont encadrés par la

Convention de la Baie James sur le mercure, ratifiée en 1986 entre le gouvernement du

Québec, Hydro-Québec et les représentants des Cris de la Baie-James et renouvelée en

2001, maintenant administrée par la Corporation Niskamoon, au sein de laquelle les Cris

sont en position majoritaire (Schetagne et al., 2006b).

22 Depuis, d’autres études ont été menées à l’occasion de la création de réservoirs dans

d’autres parties du territoire, souvent habitées par les populations autochtones - les

Inuits au nord du 55e parallèle, les Cris à la Baie-James, et les Innus sur la Côte-Nord. Le

financement du réseau d’environ 63 millions de dollars sur la période de 1978 à 2012,

donc 1,8 millions de dollars par an, est assuré principalement par Hydro-Québec et la

SEBJ, avec des contributions de l’UQAM (environ 600 000 dollars) et du CRSNG (environ

1,8 millions de dollars) dans le cadre de la chaire de recherche Hydro-Québec/CRSNG/

UQAM, et du ministère de la Santé et des services sociaux du Québec (environ 2 millions

de dollars).

23 Le mandat du Réseau de suivi comprend la recherche, le suivi en tant que tel, et

l’évaluation de mesures d’atténuation. Des études approfondies de la biogéochimie du

mercure ont été effectuées, notamment à travers la Chaire de recherche Hydro-Québec/

CRSNG/UQAM fondée en 1990. Différentes mesures d’atténuation visant 1) la réduction

des sources de mercure, 2) la réduction de la biodisponibilité et de la production de

méthylmercure ou 3) la réduction de la bioaccumulation du méthylmercure, ont été



13

considérées (Sbeghen, 1995), mais seulement deux ont été par la suite étudiées, soit la

pêche intensive et l’ajout de sélénium. La première s’est révélée inadéquate dans le

contexte de grands réservoirs (Surette et al., 2003), alors que la seconde nécessite une

meilleure compréhension du rôle du sélénium en tant qu’antagoniste du Hg ainsi que des

recherches plus approfondies pour être applicables sans effet secondaire sur

l’ichtyofaune (Sbeghen, 1995 ; Surette et al., 2003).

24 Étant donné l’impossibilité de réduire la contamination des écosystèmes, l’attention s’est

tournée vers les mesures de réduction de l’exposition à travers la consommation de

poissons. Deux éléments sont à considérer ici : le rôle de la pêche dans les activités

traditionnelles des peuples autochtones et l’importance du poisson dans l’alimentation

des populations riveraines. Chez les Cris et les Inuits, les aliments locaux occupent encore

une grande importance. Dans une enquête menée auprès d’Inuits, 73 % des personnes

interrogées affirment avoir consommé des aliments locaux le jour précédant l’enquête

(Hydro-Quebec Equipement, 2007). Chez les Cris, les aliments traditionnels représentaient

la moitié de l’alimentation dans les années 1970 (Hydro-Quebec Equipement, 2007).

25 L’importance du poisson n’est cependant pas simplement alimentaire, mais aussi

culturelle et identitaire. Chez les Cris, Nitao, terme qui regroupe les activités de chasse, de

pêche et de trappe sont une occasion de rencontre, un élément structurant de la vie des

communautés, restent associés à l’identité Cri (Louttit, 2005) et revêtent un aspect

religieux (Feit, 1995).

26 Pour les populations autochtones, l’apprivoisement de la problématique du mercure a été

difficile. Certains concepts comme ceux de contamination ou de toxicité n’ont pas

d’équivalent chez les Cris et les mots correspondants n’existent pas dans la langue crie

(Hydro-Québec Production et SEBJ, 2011). L’appellation crie de nemasahkosiwinqui signifie

« maladie du poisson » ou « poisson malade » (Penn, 2006). Cependant, le poisson lui-

même ne présente aucun signe de maladie, ce qui déconcerte les pêcheurs cris, habitués à

se fier à leur expérience. L’obligation de remettre leur santé aux mains d’experts externes

a été une épreuve pour les communautés.

27 Le contexte politique tendu des années 1970 et 1980 a contribué à l’établissement d’un

rapport de non confiance entre les experts émettant des recommandations vis-à-vis du

mercure et les populations autochtones, qui s’est traduit à tour de rôle par une défiance

envers les recommandations émises en même temps qu’une inquiétude excessive. Ainsi,

certains Inuits étaient persuadés qu’ils allaient mourir dès lors que du mercure avait été

détectée chez eux (Poirier et Brooke, 2000), alors que d’autres percevaient les messages

de santé relatifs au mercure comme une menace identitaire, voir une conspiration pour

pousser les Inuits à ne plus chasser (O’Neil et al., 1997 ; Poirier et Brooke, 2000). Les

conséquences psychologiques et sociales des annonces de contamination ont ainsi

contribué à aggraver le problème posé par la contamination au mercure plutôt que de le

résoudre (Grondin et al., 1994 ; Usher et al., 1995). Les mêmes observations ont été faites

en Ontario auprès des communautés Ojibwe à l’occasion d’alertes de consommation de

poisson (Gupta et al., 2006). Un défi pour les futures interventions consistait donc en un

rétablissement du climat de confiance entre les populations autochtones et les experts

« du Sud ».

28 La juste médiation entre le danger potentiel du méthylmercure et les bienfaits du poisson

dans l’alimentation des Cris est d’autant plus importante que les communautés cries et

nordiques de manière générale, sont aux prises avec une crise d’obésité. À Eeyou Istchee7,

51,2 % de la population de plus de 18 ans est classifiée comme obèse, comparé à seulement



14

14,0 % pour l’ensemble du Québec (Nolin et al., 2008). Le diabete, pratiquement inconnu

avant les années 1980 chez la population crie, atteignait 7 % de la population en 1991 et

15 % en 2002 (Légaré, 2004). Dans un contexte où le prix des denrées d’épicerie à la Baie

James peut atteindre le double de ceux à Montréal (Nolin, 2008), pour les Cris ou les

Inuits, le poisson reste une alternative saine et abordable. Le poisson contient environ dix

fois moins d’acides gras saturés et nettement plus d’acides gras omega-3 que les viandes

d’épicerie (Lucas et al., non daté), ainsi que des vitamines et éléments trace ; il est donc

bien meilleur pour la santé que la viande d’épicerie.

29 En tenant compte de ces priorités, les stratégies d’intervention ont été réorientées vers

une adaptation des pratiques de pêche sans décourager celle-ci. Les mesures préconisées

ont été le déplacement de la pêche vers les lacs naturels moins contaminés ou vers les

zones marines et la favorisation d’espèces non piscivores, comme l’omble de fontaine, un

poisson anadrome aux très faibles taux de mercure (Schetagne et al., 2006b).

30 Plusieurs outils de communication ont également été développés, souvent en

collaboration avec les instances et les acteurs locaux, parmi lesquels des affiches

éducatives, des guides de consommation de poissons avec des recettes de poisson, des

codes de couleur en fonction de la teneur en mercure et des cartes du territoire

également avec les codes couleur (figure 9-11). De nombreuses enquêtes, des focus groups

et des ateliers de travail dans les communautés ont été menés (figure 12).

Figure 9. Affiche éducative trilingue d’Hydro-Québec sur le cycle du mercure et du méthylmercure.



15

Figure 10. Tableau de recommandation de consommation de poisson. De Lucas et al., non daté.

Figure 11. Carte détaillée d’une région du Québec avec les concentrations de méthylmercure dansdifférentes espèces de poissons exprimés comme codes couleur.



16

Figure 12. Séance de communication dans une communauté crie.

31 L’exposition de la population autochtone au méthylmercure a effectivement diminué. À la

Baie James, les concentrations de mercure dans les cheveux, qui avaient augmenté entre

1977 et 1984 à la suite de la réalisation de la phase 1 du complexe La Grande, ont décliné

par la suite. La proportion des échantillons de cheveux excédant 15 ppm de mercure est

passée de 14,2 % en 1988 à 2,7 % en 1993/94 (Schoen et Robinson, 2005). À St. Marguerite

(barrage SM-3), chez les Innus, les concentrations de mercure dans les cheveux ont

diminué de 0,9 µg g-1 en 1997, avant l’inondation, à 0,5 µg g -1 en 2006, 8 ans après

l’inondation, malgré une augmentation concomitante d’un facteur de 6-8 des taux de

mercure dans les poissons du réservoir (Schetagne et al., 2009).

32 La raison principale de cette diminution des taux de mercure est une diminution de la

consommation de poisson, attribuable plutôt aux transitions sociales récentes qu’à la

préoccupation à propos du mercure. Dans une enquête effectuée en 1995, la principale

raison qu’invoquaient les Cris pour le recul de la chasse (plus de la moitié des hommes

chassaient moins que dix ans auparavant) était le manque de temps du à leur régime

d’emploi à temps plein (Imrie, 1997). Outre la transition d’une économie de subsistance

vers une économie basée sur l’emploi, l’augmentation des coûts reliés à la pêche et la

disponibilité de poisson et d’autres aliments en épicerie contribue au déclin de la pêche.

En ce qui concerne le mercure, d’autres enquêtes (Hydro-Québec Production et SEBJ,

2011) ont démontré qu’une grande partie de la population autochtone (61 % des Cris et

78 % des Jamésiens) était informée de la problématique, mais la majorité d’entre eux

(60 % des Cris et 75 % des Jamésiens) ne considèrent pas le poisson comme un risque pour

la santé. Une très faible proportion (12 % des Cris et 2 % des les Jamésiens) de ceux qui se

disent informés sur la problématique du mercure ont réduit leur consommation de

poisson pour cette raison.



17

5. L’approche écosystémique de la santé

33 L’approche écosystémique de la santé, aussi dénommée écosanté (De Plaen et Kilelu,

2004), définit un nouveau paradigme de recherche-action basé sur la reconnaissance des

interactions complexes entre la santé des individus et les facteurs sociaux, écologiques,

économiques et politiques (De Plaen et Kilelu, 2004). Cette approche vise la recherche de

solutions intégrées à court, moyen et long terme pour améliorer la santé et le bien-être

des populations et la qualité des écosystèmes. Interdisciplinarité, équité entre les groupes

sociaux, prise en considération du genre, participation communautaire, traduction des

résultats de la recherche en politiques publiques sont parmi les principes, toujours en

évolution, qui guident les projets s’appuyant sur ces approches (Forget et Lebel, 2003 ;

Lebel, 2003 ; Charron, 2012). Il n’existe pas une « école » unique de l’approche

écosystémique de la santé (Charron, 2012), mais une variété d’approches, certaines plus

axées sur les aspects écologiques ou sanitaires, d’autres sur les aspects sociaux.

L’approche écosystémique considère aussi la santé humaine de manière plus large que la

simple absence de pathologies, comme le bien-être des gens, en accord avec l’OMS

(Charron, 2012), une définition qui prend toute son importance dans la problématique du

mercure.

34 En comparant les deux études de cas, il est remarquable de constater la convergence qui

s’est effectuée au niveau des objectifs et des approches malgré une situation initiale, des

objectifs et des échelles d’intervention très différentes. Alors que le projet Caruso a

privilégié dès sa conception l’approche écosystémique de la santé humaine en tant que

projet de recherche-intervention (Guimarães et Mergler, 2012), le Réseau de surveillance

de la Baie-James et l’ensemble des projets dans le Nord du Québec sont nés dans un tout

autre contexte, empreint de contraintes légales (obligations inscrites dans les évaluations

d’impacts environnementaux, accords de la Baie James, implication de nombreux

organismes gouvernementaux au niveau fédéral, provincial et local) et de surcroit, bien

avant que l’approche systémique de la santé se constitue comme un des paradigmes de la

recherche en santé environnementale à partir du milieu des années 1990 (Charron, 2012).

35 En ce qui concerne les objectifs généraux, plusieurs mesures d’atténuation ont été

explorées, des interventions biogéochimiques au Québec, la réduction de la déforestation

et les inhibiteurs du mercure dans d’autres aliments. Cependant, la réduction de

l’exposition au mercure à travers une consommation de poisson plus adaptée reste dans

les deux cas l’objectif principal. La préoccupation commune des deux études de cas est

d’atteindre cet objectif sans diminuer la consommation totale de poisson, qui est

essentielle pour les deux populations, pour des raisons alimentaires et économiques mais

aussi sociales, culturelles, identitaires et même spirituelles.

36 Cet objectif a été mieux atteint en Amazonie qu’au Québec. Cette réussite peut être

attribuée au mode de recherche participatif et à l’implication forte dès le départ des

recherches des acteurs locaux. Au Québec, l’échelle spatiale et temporelle est beaucoup

plus grande. Un contexte historique défavorable fait également qu’une recherche

participative n’a pu s’instaurer que graduellement et rarement avec le même degré de

confiance que dans les communautés en Amazonie. Cette observation soulève aussi des

interrogations quant à la possibilité d’étendre l’expérience faite sur les rives du Tapajos à

la région amazonienne en son entier. Certainement, d’autres étapes de responsabilisation



18

et d’implication d’autorités et d’acteurs régionaux seraient nécessaires pour

entreprendre une telle démarche.

37 Au niveau des outils, une comparaison des affiches et brochures reproduites plus haut

montre que des contenus (schémas du cycle du mercure, tableaux de niveau de mercure

dans les poissons) et des éléments graphiques (codes couleur des poissons en fonction de

leur niveau de mercure) et des stratégies semblables (ateliers d’informations, brochures

éducatives) ont émergé.

38 Les fines différences que l’on peut constater entre les deux populations dans la

perception de l’information et des outils sont indicatives de différences culturelles,

historiques et socioéconomiques. Par exemple, tandis que les résidents du Tapajos

apprécient le format d’une bande dessinée et de dessins schématisés (figures 1, 6, 7 ou 10),

les Cris trouvent ce genre de présentation trop infantilisante pour des adultes et

préféreraient des photos et des poissons plus réalistes comme dans la figure 9 (Hydro-

Québec Production et SEBJ, 2011). Cette objection renvoie symboliquement au premier

Acte relatif aux indiens (« sauvages » dans la terminologie de l’époque) de 1850 qui

considérait tous les indiens légalement comme des mineurs. Pour comprendre la

perception respective des outils de communication, il faut également considérer le niveau

de scolarité, supérieur au Canada, malgré le fait que seulement 50 % des jeunes

autochtones finissent leur secondaire comparés à 90 % dans la population générale (St.

Germain et Dyck, 2011), à celui des communautés amazoniennes étudiées, où le nombre

d’années de scolarité moyenne varie entre 2,1 et 5,7 (Sampaio da Silva, 2008).

39 Les deux régions sont caractérisées par une situation de santé problématique, marquée

par une crise d’obésité dans le nord québécois et la présence de nombreuses maladies

dont le paludisme, la dengue, la fièvre jaune, la maladie de Chagas, les parasites

intestinaux et la contamination au plomb (Guimarães et Mergler, 2012) en Amazonie, de

sorte que le mercure n’est pas perçu comme une priorité de santé. Ceci est

particulièrement vrai des Cris, ce qui explique que la problématique du mercure n’a pas

été incluse dans la Paix des braves signées en 2002.

40 Les interactions sociales en Amazonie entre les chercheurs et les différents acteurs locaux

ont été marquées par des dialogues, des échanges d’informations, des négociations et

collaborations. Le tableau 4 présente les cinq phases de la recherche participative réalisée

en Amazonie selon Mertens et al. (2005). Sur une échelle temporelle plus étendue, on

retrouve l’équivalent des phases 1-3 dans les projets menés au Québec. Une réflexion sur

l’efficacité de la phase 3 est également amorcée, qui permet une rétroaction au sein du

projet d’intervention et représente une autre possibilité de phase 4.

Tableau 4. Les cinq phases du projet CARUSO (non identiques aux phases de financementmentionnées plus haut).

Phase Focus de la recherche Mode de participationa

Phase 1

(1994-1997)

Études biogéochimiques du Hg dans les sols,

sédiments et colonne d’eau

Contractuelle : les membres de la

communauté ont eu des contrats

offerts par le groupe de

chercheurs pour fournir des

travaux sur le terrain sans

pouvoir de décision



19

Phase 2

(1995-1997)

Analyse du Hg dans les poissons et évaluation

du régime alimentaire, de l’exposition et les

effets sur la santé

Consultative : l’opinion des

villageois a servi de base à la

recherche-action contrôlée par

le groupe de chercheurs

Phase 3

(1998-2004)

Projet pilote basé sur le changement

alimentaire visant à réduire l’exposition au

mercure

Collaborative : les villageois ont

participé dans toutes les étapes

du projet pilote et quelques

membres de la communauté ont

participé en tant que co-

chercheurs

Phases 4&5

(2001-2008)

Étude du réseau social et promotion de l’équité

participative

Collégiale : tournant vers un

mode plus collégiale de

participation

Projet

PLUPH

(2007-2012)

Recherche appliquer visant à préserver la

santé de populations d’agriculteurs à petite

échelle vis à vis des problématiques du

mercure et de la maladie de Chagas à travers

l’adoption de meilleures pratiques agricoles

adaptées à la mosaïque des territoires et

cultures

(non inclus dans l’étude de

Mertens et al. (2005)

a selon la classification de Biggs (1989) qui distingue quatre modes de participation

Source : adapté d’après Mertens et al. (2005)

41 Au Québec, la participation des acteurs locaux n’a pas été instaurée dès le début des

recherches. Elle s’est cependant développée avec le temps et est devenue maintenant

centrale dans les travaux de planification de la recherche jusqu’aux activités sur le

terrain (par exemple, des autochtones font partie de toutes les équipes de recherche sur

le terrain) et à la diffusion des résultats, qui est de la responsabilité des autorités

sanitaires locales, qui valident tous les matériels d’information produits. À la différence

de l’Amazonie, où la collaboration entre chercheurs et population s’effectue dans un

climat de concorde, la situation au Québec était initialement conflictuelle, marquée par le

lourd bagage historique et politique. L’approche « learning by doing » (l’apprentissage en

agissant) a permis de tirer des enseignements des erreurs de communication effectuées

dans années 1970 et d’effectuer un rapprochement entre les chercheurs du sud et les

populations du nord, contribuant à l’émancipation politique, économique et aussi

scientifique des Cris et autres nations.

42 La genèse, les objectifs et les contraintes ainsi que les échelles d’intervention différentes

(d’un à une dizaine de petits villages dans le projet CARUSO, tout le territoire du nord du

Québec avec presque 30 000 habitants pour le réseau de suivi environnemental) des deux

projets, expliquent que l’approche participative ait été poussée plus loin dans le projet

CARUSO que dans les études au Québec. L’extension d’approches participatives à des

échelles plus grandes en termes d’espace et de participants représente de manière

générale un défi des projets de gestion de l’environnement (Tucker et al., 2003 ;

Almekinders et Richards, 2007).



20

Conclusion

43 Les modèles présentés ici peuvent certainement servir d’inspiration à d’autres cas de

contamination environnementale dans d’autres régions, et en particulier lorsque celles-ci

touchent des populations locales au profil socio-économique ou culturel particulier. Dans

les deux régions, il a été essentiel d’introduire des éléments d’approche écosystémique

dans les projets d’intervention, aussi au Québec où ils n’étaient pas présents au début,

d’œuvrer vers une gestion et une évaluation du risque appropriée, de co-construire les

projets de recherche et d’intervention avec les populations locales et d’élaborer une

stratégie de communication scientifique efficace et adaptée aux populations touchées.

44 Il faut cependant toujours garder à l’esprit que le processus de co-construction des

solutions locales est aussi important que l’outil résultant (p. ex. une affiche) et doit donc

être parcouru à chaque fois. Comme le fait remarquer le Research Department, Inuit

Tapirisat of Canada (1995, dans Hydro-Québec Production et SEBJ, 2011), la conception

d’outils ne constitue pas en soi une solution ou une strategie de communication, elle doit

être accompagnée d’autres formes de communication. En Amazonie, l’équipe de

chercheurs s’était relayée au fil du temps en assurant une présence presque constante sur

le terrain et une véritable complicité s’était créée entre ceux-ci et les riverains sur place.

L’approche écosystémique de la santé ne permet donc pas de faire l’économie de temps,

d’effort et d’établissement d’un lien de confiance entre les différents acteurs. De plus, elle

ne se prête pas à l’application de solutions toutes faites mais plutôt de stratégies

d’intervention co-construites et respectueuses du contexte socioculturel, politique,

écologique et économique dans lesquelles elles s’inscrivent. Ces stratégies sont plus

faciles à élaborer à l’échelle locale qu’à l’échelle régionale. L’expérience acquise à travers

les deux projets présentés permet de conclure que la recherche de solutions durables au

problème du mercure dépasse les frontières des savoirs et requiert la participation

d’acteurs éclairés dans la mise en œuvre d’actions à différentes échelles.

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NOTES

1. Correspondant aux régions de la Jamésie (municipalités de la Baie-James et de Eeyou-Istchee)

et de la Côte-Nord, mais non le Kativik (Nunavik), ne pas à confondre avec la région

administrative du Nord-du-Québec

2. Le me thylmercure peut être mesuré dans le sang ou dans les cheveux. L’analyse des cheveux

permet de retracer l’exposition en fonction du temps, puisque ceux-ci poussent d’environ un

centimètre par mois et fixent de façon permanente le métylmercure à leur racine. Le rapport de

concentrations cheveux :sang est situé entre 140 et 370, avec une moyenne de 250 (FAO/WHO,

2003).

3. Le test de Santa Ana (version Helsinki) fait partie du Neurobehaviaral Core Test Battery utilisé

depuis 1985 pour évaluer les effets neuromoteurs associés à l'exposition aux substances toxiques.

Il a été validé à travers des recherches dans un grand nombre de pays.

4. Au Canada, la santé est une responsabilité provinciale, mais les autochtones relèvent du

gouvernement fédéral. Les questions de santé ont été transférées des Affaires indiennes à Santé

Canada en 1945.

5. Poor Land Use Poor Health, projet financé par le Programme de partenariat Teasdale-Corti

administré par le CRDI à hauteur de 1,6 millions de dollars sur une période de quatre ans de 2007

à 2012.



26

6. Par principe, la SEBJ est responsable du projet lors de la phase de construction et Hydro-

Québec (après la restructuration en 2000 Hydro-Québec Production) après la mise en eau du

réservoir, selon les termes prévus dans les évaluations d’impacts et d’autres accords s’appliquant.

7. Eeyou Istchee (aussi Iiyiyiu Aschii) est un territoire équivalent créé en 2007 qui regroupe les

neuf villages Cris de la Baie-James et est administré par le Grand Conseil des Cris.

RÉSUMÉS

La problématique environnementale du mercure est complexe et les effets sub-cliniques d’une

exposition prolongée à de faibles doses ainsi que ses conséquences sur la santé et le bien-être des

populations ont longtemps été méconnus. Nous présentons ici deux régions, l’Amazonie

brésilienne et le nord du Québec, qui figurent parmi les cas d’exposition au mercure les mieux

étudiés au monde. Malgré un contexte biophysique, géographique et écologique fort contrasté,

des similitudes existent dans les deux régions en ce qui concerne la mobilisation et la

transformation de ce métal dans les écosystèmes et l’exposition humaine à ce contaminant. Dans

les deux cas, des changements d’affectation des sols jouent un rôle majeur dans la mobilisation

du mercure dans les sols. En dépit des grandes différences entre les populations touchées et

l’échelle de l’intervention, des convergences remarquables ont émergé dans la prise en compte

socio-sanitaire de la problématique et de l’évolution des démarches de recherche et

d’intervention. L’approche écosystémique et participative s’est imposée, de manière implicite ou

délibérée, comme le modèle le plus approprié dans ce type de problématique. En absence de

solutions possibles de décontamination ou de rémédiation à grande échelle des écosystèmes,

l’accent a été mis sur la surveillance, la communication et la gestion du risque sanitaire. Ceci a

impliqué une adaptation des pratiques alimentaires visant à réduire l’exposition au mercure,

sans pour autant décourager la consommation des produits de la pêche, identifiés comme

principale voie d’exposition, et qui comportent aussi de nombreux bienfaits (nutritifs,

économiques et culturels) pour les communautés des deux régions. Dans les deux études, on

constate une diminution de l’exposition au mercure au fil du temps, mais pas nécessairement

pour les mêmes raisons. L’analyse du déroulement des projets et du taux de succès des

interventions mises en place implique une analyse contextualisée en prenant en compte les

aspects socio-politiques, culturels et historiques dans lequel ils s’inscrivent. L’étude de

l’exposition mercurielle offre donc de nombreux enseignements pour d’autres types d’exposition

à des agents toxiques, mais soulève encore beaucoup de questions, d’ordre biogéochimique,

sanitaire et social, auxquelles il s’agira de s’intéresser et de répondre dans le futur.

The environmental mercury issue is complex and the subclinical impacts of a long-term exposure

to low concentrations have often failed to be taken into account. We discuss two case studies, the

Brazilian Amazon and northern Quebec, which figure amongst the best studied cases of mercury

exposure. Although the biophysical, geographical and ecological context is quite different, there

are notable similarities in the mobilization and transformation of mercury in the ecosystems and

in the human exposure. In both cases, changes in land uses play a major role in mobilizing soil

mercury. Despite marked differences in the characteristics of the exposed populations and in the

scale of the projects, a remarkable convergence in the socio-sanitary approach to the mercury

exposure problem can be witnessed. The ecosystem approach, whether implicitly or deliberately

adopted, emerges as the best adapted model for this type of environmental issue, especially when



27

paired with a strong implication of the concerned populations. In the absence of any options to

reduce the mercury contamination in the affected ecosystems, the emphasis has been put on

monitoring and on the management and communication of health risks. The main strategy in

order to reduce the population’s exposure to methylmercury has been to influence people’s diet,

without discouraging the overall consumption of fish, which has numerous health, economic and

social benefits. Great similarities can be observed in the communication tools and strategies used

in the two projects, with minor differences arising from the specific situations of local

populations. In both regions, a decrease in mercury exposure over time has been observed, but

not necessarily for the same reasons. The analyzing of the unfolding and success of the

intervention must include the socio-political, cultural and historical context in which they take

place. The study of mercury exposure thus offers valuable insights that can be applied to other

types of contaminants, but also raises a number of questions of a biogeochemical, health and

social nature, which will need to be addressed in the future.

INDEX

Mots-clés : mercure, approche écosystémique, santé environnementale, Amazonie, Québec

Keywords : mercury, ecosystem approach, environmental health, Amazonia, Quebec



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