Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement - Fer

Titre officiel : Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement - Fer

Environnement et Changement climatique Canada

Mai 2019

Introduction

Les Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement (RFQE) servent de référence pour la qualité de l’environnement ambiant. Elles sont uniquement fondées sur les effets ou risques toxicologiques de substances ou de groupes de substances précis. Les RFQE ont trois principales fonctions : (1) outil de prévention de la pollution en proposant des objectifs acceptables pour la qualité de l’environnement, (2) aide à l’évaluation de l’importance des concentrations de substances chimiques présentes actuellement dans l’environnement (surveillance des eaux, des sédiments et des tissus biologiques) et (3) mesures de rendement des activités de gestion des risques. Le recours aux RFQE est volontaire, sauf s’il est requis par un permis ou tout autre outil réglementaire. Ainsi, les RFQE, puisqu’elles s’appliquent au milieu ambiant, ne sont pas des limites d’effluents à ne pas dépasser, mais peuvent aider à déterminer ces limites. L’élaboration des RFQE relève de la ministre fédérale d’Environnement et Changement climatique Canada, conformément à la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE] (GC, 1999). L’objectif est d’élaborer des RFQE en appui à l’évaluation et la gestion des risques des substances chimiques d’intérêt prioritaire, recensés dans le Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) ou d’autres initiatives fédérales. La présente fiche d’information décrit les Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux en vue de protéger la vie aquatique (RCQE-PVA) contre les effets néfastes du fer (tableau 1). Elles ont été établies en fonction des données sur la toxicité relevées jusqu’en août 2017. Pour le moment, aucune RFQE n’a été élaborée pour les tissus biologiques ou les sédiments.

Tableau 1. Recommandation canadienne pour la qualité des eaux visant le fer total.
Vie aquatique Recommandation (µg/L)a
Eau douce 604

a La présente RCQE vise les eaux ayant une concentration en COD de 0,5 mg/L et un pH de 7,5. Les RCQE pour d’autres valeurs de COD et de pH peuvent être calculées avec l’équation suivante :  RCQE = exp(0,671[ln(COD)] + 0,171[pH] + 5,586)

Description de la substance

Le fer (Fe) est un élément (no de CAS : 7439-89-6) présent naturellement dans l’environnement. Il est le quatrième élément en importance de la croûte terrestre. Les minerais de fer sont des roches et des minéraux dont on peut extraire le fer métallique, Fe, lorsqu’on les chauffe en présence d’un agent réducteur comme le coke (RNCan, 2012). Ces minerais sont normalement riches en oxydes et en carbonates. Le fer est un métal de transition, sa masse volumique est de 7,87 g/cm3 et sa masse moléculaire de 55,9 g/mol. On le trouve dans de nombreux minéraux, les plus importants étant la magnétite, l’hématite, la goethite, la pyrrhotite, la sidérite, l’ilménite et la pyrite. Il est souvent un constituant important des sols (notamment des argiles) et se retrouve dans les cours d’eau en raison de l’écoulement naturel, de l’érosion des sols argileux ou d’autres sources géologiques. Le fer est essentiel à toute forme de vie. Il joue un rôle majeur dans les processus métaboliques, mais peut être toxique à de fortes concentrations (Vuori, 1995; Crichton et al., 2002). Dans les eaux de surface, sa composition chimique est complexe et il peut être présent sous sa forme ferreuse, Fe(II), ou ferrique, Fe(III). Le Fe(II) est la principale forme rencontrée dans des conditions de réduction, tandis que le Fe(III) est la forme dominante en conditions d’oxydation. Puisque le Fe(II) s’oxyde rapidement en Fe(III) dans la plupart des conditions, notamment lors d’essais de toxicité, et que la forme oxydée prédomine dans la majorité des plans d’eau (UKTAG, 2012), la présente RCQE vise le Fe(III).

Utilisations

Au Canada, les principaux producteurs de minerai de fer sont à Terre-Neuve-et-Labrador et au Québec. La Colombie-Britannique contribue moins de 1 % à la production canadienne. Entre 2009 et 2012, la production a fluctué entre 32 et 39 millions de tonnes (Mt) annuellement, augmentant d’environ 11 % durant cette période (RNCan, 2011, 2012). Le Canada a exporté 34,5 Mt et importé 6500 Mt de minerai de fer en 2012, soit respectivement une hausse de 1,6 % et une baisse de 8,8 % comparativement à 2011 (RNCan, 2012). Environ 98 % du minerai de fer extrait sert à la production d’acier, un matériau important pour la plupart des industries des secteurs de la fabrication, du transport et de la construction (Bury et al., 2012). Le fer, sous forme d’acier, est employé 20 fois plus souvent que tous les autres métaux combinés (RNCan, 2012). Les nombreux types d’acier sont presque toujours constitués de fer et de petites quantités de carbone (< 1 %) ou d’autres métaux pour former différents alliages (p. ex. l’acier inoxydable). Le fer permet de construire des ponts, des édifices, des chemins de fer, des navires, des voitures et des lignes électriques (RNCan, 2012). Il est également utilisé à l’échelle industrielle dans divers domaines, comme la purification et l’épuration des eaux, et entre notamment dans la fabrication de teintures à vêtements, d’encre pour plans, d’insecticides, d’additifs dans les aliments pour animaux, de matières pour la gravure, la photographie et les circuits imprimés et de pigments pour la peinture, la céramique, le caoutchouc, le plastique et le verre (BCMOE, 2008).

Les activités minières sont une source anthropique fréquente de fer dans les eaux de surface (BCMOE, 2008). De plus, l’oxydation de la pyrite (FeS2), souvent présente dans les filons de charbon et exposée à la météorisation et à l’action bactérienne lors d’activités minières entraîne la production d’acide sulfurique et le rejet d’ions ferreux (Fe[II]) solubles (Smith et al., 1973; BCMOE, 2008).

Devenir, comportement et répartition dans l’environnement

Dans l’environnement, le fer existe dans deux états d’oxydation : le Fe(II) ou le Fe(III). La forme réduite, le Fe[II], est présente dans les milieux peu oxydants (p. ex. eaux souterraines, eaux interstitielles sédimentaires, cours d’eau acides) et sa solubilité est relativement élevée. Dans les milieux aqueux oxiques, le Fe(II) est rapidement oxydé en Fe(III), ce qui produit des oxydes et des hydroxydes peu solubles (Stumm et Morgan, 1996; Bury et al., 2012). Les proportions relatives d’ions Fe(III) quasi insolubles et d’ions Fe(II) biodisponibles et bioactifs dans les eaux de surface dépend d’une grande variété de facteurs, dont le pH, l’oxygène dissous, le carbone organique dissous (COD), la présence d’acide humique et d’autres acides organiques, l’exposition au soleil et la concentration de chlorure (BCMOE, 2008). Il a été démontré lors d’études en laboratoire que le Fe(II) a peu d’effets sur le biote comparativement aux précipités de Fe(III) et qu’il est difficile, dans le cadre d’études sur le terrain, de distinguer les effets des deux types de fer (Rousch et al., 1997).

La vitesse d’oxydation du Fe(II) dans l’eau est plus élevée dans les eaux bien oxygénées à pH neutre (Bury et al., 2012). Dans un milieu alcalin (pH ≥ 8) et saturé en oxygène, l’oxydation du fer est rapide et ne varie pas avec la hausse du pH. Dans ces conditions, la demi-vie du Fe(II) est de l’ordre de quelques secondes (Bury et al., 2012). Dans les eaux légèrement acides (pH = 6) et saturées en oxygène, la vitesse d’oxydation du Fe(II) à une concentration de 100 mg/L est d’environ deux heures à 25 °C (Morgan et Lahav, 2007). Ainsi, dans des conditions oxiques et de pH trouvées dans les eaux naturelles (6 < pH < 9), le Fe(II) devrait avoir une demi-vie brève, de quelques secondes à quelques heures.

Lorsque le fer est libéré dans les plans d’eau naturels sous forme de sulfate (FeSO4) ou de pyrite (FeS2), il s’oxyde en Fe(OH)3. Cet hydroxyde de fer peut se précipiter et former une pellicule visqueuse brun-jaune sur les sédiments de fond (Smith et Sykora, 1976), ce qui réduit la pénétration de la lumière et inhibe la croissance des algues, diminuant globalement la production de l’écosystème (Maltby et al., 1987). Smith et Sykora (1976) ont signalé la mortalité des œufs de truite et de saumon recouverts de particules de fer. Le précipité d’hydroxyde peut aussi boucher les branchies des poissons et des invertébrés benthiques, provoquant leur mort par suffocation (Loeffelman, 1985) et nuisant même à la respiration à l’intérieur des œufs de poisson (OME, 1979).

La matière organique peut limiter l’état d’oxydation et la taille des particules contenant du Fe présentes dans l’eau. La diminution du ratio Fe:carbone organique réduit l’oxydation du Fe(II), ce qui pourrait permettre à la charge en fer présente dans les eaux naturelles de rester sous sa forme réduite, même dans les eaux bien oxygénées (Gaffney et al., 2008). Le Fe(II) et le Fe(III) se distinguent par leurs affinités de liaison aux acides humiques et fulviques (UKTAG, 2012). Le Fe(III) se lie aux acides fulviques et humiques en eau douce et les complexes Fe(III)-matière organique dissoute (MOD) ainsi créés sont importants pour le maintien de la solubilité du fer (Tipping et al., 2002). La proportion de Fe présent sous cette forme varie selon le pH et la température. Ainsi, le ratio Fe(III):MOD diminue quand le pH augmente (Lofts et al., 2008). Le Fe(III) présent dans un complexe comprenant des matières organiques peut être photoréduit par la lumière UV à l’état de Fe(II) soluble, ce qui peut provoquer d’importantes fluctuations diurnes aux plans de la spéciation et de la concentration du fer (BCMOE, 2008).

Concentrations ambiantes

La concentration de fer dans l’eau douce peut être de l’ordre de quelques mg/L, comme dans les rivières qui traversent des sols riches en sulfures, reçoivent des eaux de drainage minier acide ou sont exposées à diverses sources anthropiques (Myllynen et al., 1997; Winterbourn et al., 2000; Linton et al., 2007). Les données de surveillance d’Environnement et Changement climatique Canada (ECCC) et du Programme régional de surveillance du milieu aquatique (PRSMA) de l’Alberta concernant les concentrations totales de fer dans les eaux de surface sont résumées dans le tableau 2. Les concentrations de fer total varient entre < 0,5 et 89 200 μg/L, et les concentrations moyennes et médianes varient respectivement entre 21 et 1888 μg/L et entre 5 et 6889 μg/L.

Tableau 2. Concentrations de fer total dans les eaux de surface au Canada.
Emplacement Années d’échantil-lonnage Conc. moyenne (µg/L) Conc. médiane (µg/L) Conc. minimale (µg/L) Conc. maximale (µg/L)
Lac Érié 2004-2014 185 32 0,5 2400
Lac Huron 2004-2014 35 565 <0,5 424
Lac Ontario 2005-2013 45 5 <0,5 2090
Lac Supérieur 2005-2013 21 6 <0,5 229
Voies interlacustres des Grands Lacs 2003-2014 364 56 <1,4 8470
Saint-Laurent 2007-2014 632 452 0,03 12 200
Terre-Neuve 2003-2013 354 212 3 15 200
Nouveau-Brunswick 2011-2013 113 85 20 350
Nouvelle-Écosse 2011-2013 311 250 20 1860
Manitoba 2003-2014 1888 6889 3,8 24 200
Saskatchewan 2003-2014 1005 506 <0,5 41 700
Région de l’Athabasca 1997-2015 1653 973 4 46 500
Alberta 2003-2015 1063 145 4,8 57 100
Territoires du Nord-Ouest 2003-2014 1870 224 <0,5 89 200

Mode d’action

Les concentrations dissoutes de métaux sont généralement considérées comme les données les plus pertinentes pour déterminer les effets sur l’environnement. Toutefois, elles ne constituent peut-être pas la seule cause de toxicité causée par le fer. Si le mode d’action du fer n’est pas seulement lié à sa toxicité chimique, l’utilisation d’autres types de concentrations de fer pourrait être nécessaire. Les concentrations de fer total ou de particules de fer ont habituellement une incidence sur l’environnement, notamment des effets physiques comme l’étouffement. Le fer peut avoir des effets néfastes sur les macroinvertébrés en modifiant la structure et la qualité de leur habitat et en restreignant leur accès à la nourriture (Linton et al., 2007). La précipitation d’hydroxyde ferrique sur le fond des cours d’eau ou des lacs peut réduire la pénétration de la lumière et diminuer la productivité des plantes, limitant ainsi les sources de nourriture pour les poissons (Sykora et al., 1972).

La précipitation d’oxyde de fer dans les eaux bien oxygénées au pH à peu près neutre qui reçoivent des eaux de drainage minier acide et un apport naturellement élevé en fer peut bloquer les branchies des poissons et entraîner leur étouffement (Bury et al., 2012). Dans des cours d’eau non exposés aux eaux minières acides, la toxicité pour le saumon de l’Atlantique (Salmo salar) a été associée à une accumulation accrue de fer dans les branchies, une perturbation respiratoire, une interférence dans les échanges gazeux, une fusion des lamelles branchiales, une séparation de la couche épithéliale externe ou une nécrose de l’épithélium lamellaire (Peuranen et al., 1994; Dalzell et MacFarlane, 1999; Teien et al., 2008). La présence de fer a été décelée seulement sur l’épithélium des branchies et non dans celles-ci, ce qui indique que la toxicité a été limitée par une action à la surface des branchies (Peuranen et al., 1994). On a démontré que de fortes concentrations en fer pendant la fécondation provoquent le durcissement des œufs de poisson, un facteur qui peut toucher particulièrement les salmonidés qui fraient dans des eaux d’amont dont la teneur en fer est potentiellement très élevée (Bury et al., 2012). Le fer peut également contribuer à la production de radicaux libres et entraîner des dommages oxydatifs (Bury et al., 2012).

La précipitation d’hydroxyde ferrique peut aussi avoir des répercussions à différentes étapes du cycle de vie des poissons. Le taux d’éclosion des têtes-de-boule (Pimephales promelas) est plus bas à de faibles concentrations en fer (~1,5 mg/L) qu’à des concentrations plus élevées (Smith et al., 1973). Les petites particules peuvent plus facilement obstruer les pores du chorion de l’œuf, ce qui limite la diffusion de l’oxygène dissous et augmente le taux de mortalité. Toutefois, une concentration élevée en fer (jusqu’à 52,9 mg/L) peut réduire la visibilité dans l’eau et modifier la perception de la nourriture par les alevins et les poissons juvéniles, entraînant un stress prolongé et un ralentissement de leur croissance (Smith et al., 1973).

Toxicité en milieu aquatique

Les études sur la toxicité chronique du fer en eau douce ont été recensées et évaluées conformément au protocole de 2007 du Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME). Comme le fer a une faible solubilité et qu’il est facilement absorbé ou adsorbé par les surfaces, seules les études sur la toxicité du fer qui ont mesuré les concentrations de fer total lors de tests de toxicité ont été retenues. Contrairement à d’autres métaux divalents, dans le cas du fer, c’est la fraction totale qui présente une meilleure corrélation avec la toxicité (CIMM, 2010a,b; CIMM, 2011; OSU, 2013), ce qui laisse à penser qu’il existe des espèces de fer non dissous qui sont biodisponibles pour les organismes d’essai. Une hypothèse sous-jacente lors de la sélection des données de toxicité était que les recommandations visant le fer dérivées dans le présent document permettraient également de protéger les organismes contre les effets physiques comme l’étouffement.

Des données acceptables sur la toxicité à long terme (tableau 3) étaient disponibles pour sept espèces (trois poissons, trois invertébrés et une plante) et l’ensemble de données satisfaisait aux exigences minimales relatives aux données du CCME (2007) pour produire les recommandations fondées sur la distribution de la sensibilité des espèces (c.-à-d. des recommandations de type A) visant le fer. Dans l’ensemble de données admissible, de nombreuses études à long terme portaient sur l’incidence qu’ont les variations de la concentration du carbone organique dissous (COD), du pH et de la dureté sur la biodisponibilité et, par conséquent, sur la toxicité. Une algue (Pseudokirchneriella subcapitata), un invertébré (Ceriodaphnia dubia) et un poisson (Pimephales promelas) figuraient parmi les espèces à l’étude (CIMM, 2010a,b; 2011; 2012a,b,c; OSU, 2013). Les données de toxicité chronique pour ces espèces ont servi à évaluer les facteurs influant sur la toxicité (FIT) et à ajuster les RCQE visant le fer en fonction des propriétés chimiques de l’eau d’un site donné.

Une régression linéaire multiple (RLM) par étapes a permis d’évaluer le rôle du COD, du pH et de la dureté par rapport à la toxicité du fer, étant donné qu’il a été démontré qu’un ou plusieurs de ces paramètres ont une incidence considérable sur la biodisponibilité du fer (ECCC, 2018). Les résultats de l’analyse par RLM sont présentés dans le tableau 3. En résumé, le COD était un paramètre important dans les modèles reposant sur la RLM pour P. subcapitata, C. dubia et P. promelas, tandis que le pH était déterminant pour P. subcapitata et P. promelas, mais pas pour C. dubia. La dureté avait une incidence considérable seulement dans le modèle pour P. promelas. Ces relations de RLM pour les espèces individuelles sont désignées comme modèles reposant sur la RLM dans la fiche d’information ci-dessous.

Tableau 3. Résultats sommaires des analyses de régression linéaire multiple.
  Importance (p) Coefficients des modèles
Espèce n r2 COD pH Dure­té COD pH Dureté Ordonnée à l’origine
P. subcapitata 25 0,88 < 0,001 0,057 0,096 0,671 0,171 - 6,585
C. dubia 18 0,44 0,002 0,861 0,121 0,465 - - 7,476
P. promelas 13 0,78 0,001 0,003 0,066 1,303 0,936 0,405 -0,888
Tableau 4. Données de toxicité normalisées fondées sur le modèle de régression linéaire multiple de Pseudokirchneriella subcapitata utilisées pour élaborer les RCQE visant le fer.
Espèce Groupe Paramètre toxicologique Concentration (µg/L) Source

Daphnie

Daphnia pulex

invertébré CMAT après 21 jrs (survie, croissance, reproduction) 946 Birge et al. (1985)

Daphnie

Ceriodaphnia dubia

invertébré CE10 après 7 jrs (reproduction)a 1090 CIMM (2010a,b)

Tête-de-boule

Pimephales promelas

poisson CE10 après 7 jrs (biomasse) a 1067 OSU (2013)

Saumon Coho

Oncorhynchus kisutch

poisson CE10 après 60 jrs (survie) 1290 Smith et Sykora (1976)

Algue

Pseudokirchneriella subcapitata

plante CE10 après 3 jrs  (croissance)a 1640 CIMM (2011, 2012a,b,c)

Daphnie

Daphnia magna

invertébré CE16 après 21 jrs (reproduction) 2477 Biesinger et Christensen (1972)

Omble de fontaine

Salvelinus fontinalis

poisson CSEO après 90 jrs (survie, croissance) 5100 Smith et Sykora (1976)

a Moyenne géométrique pour l’espèce calculée à partir de nombreuses études

Production de la recommandation fédérale pour la qualité des eaux

Les Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux (RCQE) sont élaborées de préférence en suivant le protocole du CCME (2007). Dans le cas du Fe, on disposait de suffisamment de données acceptables sur sa toxicité chronique pour satisfaire aux exigences minimales relatives aux données que requiert une recommandation de type A du CCMENote de bas de page 1.

La première étape pour élaborer les RCQE visant le fer a été de normaliser les valeurs de toxicité aux propriétés chimiques de l’eau, à l’aide des modèles de RLM pour P. subcapitata, C. dubia et P. promelas (ECCC, 2018). Comme mentionné précédemment, ces modèles avaient des FIT différents. Le modèle pour P. subcapitata était basé sur le COD et le pH, tandis que le modèle pour C. dubia était fondé uniquement sur le COD. Le modèle de P. promelas était basé sur le COD, le pH et la dureté. Les données de toxicité chronique pour les sept espèces ont été normalisées pour une eau présentant une concentration en COD de 0,5 mg/L, un pH de 7,5 et une dureté de 50 mg/L (sous forme de CaCO3), afin de pouvoir les adapter à chaque modèle de RLM. Pour chaque espèce, la toxicité moyenne spécifique a été calculée : il s’agit de la moyenne géométrique des valeurs de toxicité normalisées par la RLM. Selon les statistiques du modèle, la relation entre la CE10 observée et prévue pour P. subcapitata était le modèle le plus fort parmi les trois modèles de RLM produits (ECCC, 2018). Les données de toxicité normalisées du modèle de RLM pour P. subcapitata sont présentées dans le tableau 4. Dans cet ensemble de données, Daphnia pulex était l’espèce la plus sensible, avec une valeur de toxicité moyenne de 946 µg/L pour l’espèce, tandis que l’omble de fontaine (Salvelinus fontinalis) était l’espèce la moins sensible avec une CSEO de 5100 µg/L pour une exposition 90 jours.

Les distributions de la sensibilité des espèces (DSE) ont été ajustées aux ensembles de données normalisées (ECCC, 2018). Dans la DSE, les indicateurs de paramètres de toxicité normalisés (tableau 4) ont été classés selon la sensibilité, et leur position dans la DSE a été déterminée (figure 1). De nombreuses fonctions de distribution cumulative ont été ajustés par régression aux données, et le meilleur modèle a été sélectionné en fonction de la qualité de l’ajustement et à des fins de protection (ECCC, 2018). Le modèle logistique offrait les meilleurs résultats, et le 5e centile de la courbe de DSE était de 604 µg/L.

Figure 1. Distribution de la sensibilité des espèces (DSE) pour la toxicité chronique du fer dans une eau, dont la concentration de COD de 0,5 mg/L et le pH de 7,5.

Le 5ème centile calculé à partir de la DSE (604 µg / L) est la RFQE spécifique au site pour une eau ayant une concentration en COD de 0,5 mg / L et un pH de 7. La recommandation représente la concentration en dessous de faible probabilité d'effets néfastes sur la vie aquatique.

Comme le COD et le pH sont d’importants facteurs de toxicité, les RCQE sont exprimées sous forme d’une équation dans laquelle il faut préciser la concentration en COD et le pH de l’eau pour calculer la RCQE propre à un site. L’équation est basée sur les pentes des modèles de RLM pour le CED et le pH — respectivement 0,671 et 0,171 — et la valeur du 5e percentile de 604 µg/L dérivée à partir de la DSE pour une concentration de COD de 0,5 mg/L et un pH de 7,5.

En se fondant sur le modèle de RLM et sur la DSE pour P. subcapitata, l’équation de dérivation de la RCQE visant le fer est :

Ordonnée            = ln(5e centile) – [courbe de COD × ln(COD)] – [courbe du pH × pH]

à l’origine (y)       = ln(604) – [0,671 × ln(0,5] – [0,171 × 7,5]

                               = 5,586

RCQE (μg/L)         = exp(0,671[ln(COD)] + 0,171[pH] + 5,586)

Le tableau 5 montre des exemples concrets de RCQE visant le fer pour des valeurs précises de concentration en COD et de pH.

Les utilisateurs entrent les paramètres de COD et de pH propres à un site pour calculer la RCQE adaptée aux propriétés chimiques particulières de l’eau de ce site. Comme l’influence du COD et du pH en tant que facteurs modifiant la toxicité du fer dans le modèle pour P. subcapitata a été établie pour des valeurs de COD et de pH comprises entre 0,3 et 9,9 mg/L et 6,1 et 8,1 respectivement, seules les valeurs de COD et de pH comprises dans ces intervalles peuvent entrer dans l’équation de recommandation, afin de garantir que l’équation est exacte et que la RCQE est protectrice. Les utilisateurs devraient être très prudents s’ils extrapolent les résultats au-delà des intervalles recommandés de COD et de pH, et communiquer avec l’autorité locale appropriée pour obtenir des conseils. Des exemples concrets de RCQE visant le fer pour des valeurs précises de concentration en COD et de pH sont illustrés dans le tableau 5.

Tableau 5. RCQE-PVA (μg/L) pour contrer les effets nocifs du fer pour différents COD et pH.
COD (mg/L) pH 6,5 pH 7,0 pH 7,5 pH 8
0,5 509 555 604 658
1,0 811 883 962 1048
3,0 1694 1845 2010 2189
5,0 2387 2600 2832 3084

Les paramètres de concentration en COD et de pH d’un site précis sont nécessaires pour calculer la RCQE particulière à ce site. Le pH est mesuré régulièrement lors d’activités de surveillance, mais la concentration en COD n’est peut-être pas aussi souvent déterminée. S’il n’existe pas de données relatives au COD propres à un site, on peut présumer d’une concentration en COD de 0,5 mg/L, ce qui constitue une valeur prudente pour la plupart des eaux naturelles. Il est conseillé de mesurer le COD et le pH des plans d’eau dont les concentrations en fer pourraient être préoccupantes. Il convient également de noter que les RCQE visant le fer ont été produites pour la concentration de Fe total.

Références

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Liste des acronymes et abréviations

CAS

Chemical Abstracts Service

CCME

Conseil canadien des ministres de l’environnement

CE

concentration efficace

CMAT

concentration maximale acceptable de toxiques

COD

carbone organique dissous

CSEO

concentration sans effet observé

DSE

distribution de la sensibilité des espèces

FIT

facteurs influant sur la toxicité

LCPE

Loi canadienne sur la protection de l’environnement

MOD

matière organique dissoute

PGPC

Plan de gestion des produits chimiques

RCQE

Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux

RCQE-PVA

Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux en vue de protéger la vie aquatique

RFQE

Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement

RLM

régression linéaire multiple

RNCan

Ressources naturelles Canada

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