Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement - Plomb

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

Environnement et Changement Climatique Canada

Juillet 2020

Introduction

Les recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement (RFQE) fournissent des seuils de qualité acceptable pour l’environnement ambiant. Elles sont basées uniquement sur les effets ou les dangers toxicologiques de substances ou de groupes de substances spécifiques. Les RFQE remplissent trois fonctions : premièrement, elles peuvent aider à prévenir la pollution en fournissant des cibles acceptables de qualité environnementale; deuxièmement, elles peuvent aider à évaluer l’importance des concentrations de substances chimiques actuellement présentes dans l’environnement (surveillance de l’eau, des sédiments, du sol et des tissus biologiques); troisièmement, elles peuvent servir de mesure de la performance pour évaluer l’efficacité des activités de gestion des risques. L’utilisation des RFQE est volontaire, à moins qu’elle ne soit prescrite dans des permis ou d’autres outils réglementaires. Les RFQE pour le milieu ambiant ne constituent donc pas des limites ni des valeurs « à ne jamais dépasser » pour les effluents, mais elles peuvent être utilisées pour calculer de telles limites. Le développement des RFQE relève du ministre fédéral de l’Environnement en vertu de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (LCPE) (gouvernement du Canada (GC) 1999). L’intention est de développer des RFQE en tant que complément de l’évaluation/gestion des risques des produits chimiques d’intérêt prioritaire identifiés dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) ou d’autres initiatives fédérales.

Lorsque les données le permettent, les RFQE sont calculées en suivant les protocoles du CCME. Des RFQE sont développées lorsqu’il existe un besoin au niveau fédéral (p. ex. dans le cas du plomb, pour appuyer la Stratégie fédérale de gestion du risque pour le plomb ou d’autres activités de surveillance), et que des lignes directrices du CCME pour cette substance n’ont pas encore été développées ou ne devraient pas être mises à jour dans un proche avenir. Plus de renseignements sur les RFQE sont disponibles.

La présente fiche d’information décrit la recommandation fédérale pour la qualité de l’eau (RFQE_eau) pour la protection de la vie aquatique contre les effets nocifs du plomb (tableau 1). Cette recommandation est basée sur des données de toxicité identifiées jusqu’en juin 2019. Aucune RFQE n’a été développée pour les tissus biologiques, pour les sédiments ni pour les sols pour le moment.

^a Cette RFQE est pour le plomb dissous dans des eaux et est calculée en utilisant l’équation susmentionnée. Par exemple, la RFQE_eau  pour une concentration en COD de 0,5 mg/L et une dureté de 50 mg/L est de 2,5 μg/L. Cette équation est valide pour une COD de 0,5 à 31,5 mg/L et une dureté de 4,7 à 511 mg/L.

Identité de la substance

Le plomb (Pb) est un élément naturel hautement toxique (n^o CAS 7439-92-1) présent dans le sous-sol rocheux, des sols, des tills, des sédiments, des eaux de surface, des eaux souterraines et l’eau de mer (Reimann et de Caritat 1998, Santé Canada 2013). Le plomb est un des métaux les plus abondants dans la croûte terrestre (Adriano 2001). Il résiste fortement à la corrosion chimique, et il n’a aucune fonction biologique connue (Mager 2012). C’est un métal de post-transition de classe B, ayant une masse volumique de 11,34 g/cm³ et une masse moléculaire de 207,2 g/mol. Le plomb peut se rencontrer sous plusieurs états d’oxydation, mais dans la nature c’est la forme plombeuse qui prédomine (ATSDR 2007). Le plomb peut se présenter sous forme de composés organiques stables, comme le tétraéthylplomb, mais la présente RFQE concerne le plomb inorganique. Le plomb a été une des premières substances inscrites sur la Liste des substances toxiques (Annexe 1) de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (LCPE) de 1988 (GC 1988). Il a été établi que les preuves scientifiques des effets nocifs du plomb sur la santé humaine et l’environnement étaient suffisantes, et que ses effets nocifs satisfaisaient aux critères de l’article 11 de la LCPE 1988 (Santé Canada 2013).

Le Canada est un producteur et un fournisseur majeur de plomb raffiné, se classant au huitième rang mondial, ayant produit 14 000 tonnes de concentré de plomb et 277 000 tonnes de plomb raffiné en 2017 (RNCan 2019). Au Canada, deux fonderies primaires de plomb et quatre fonderies de plomb recyclé sont en exploitation. Étant donné l’important recyclage des batteries au plomb, le plomb recyclé représente 55 % de la production canadienne de plomb raffiné. Le Canada a exporté 261 480 tonnes de plomb métallique à l’état brut en 2017, et la majorité de ces exportations était destinée aux États-Unis (RNCan 2019) 

Utilisations

Le plomb sert principalement à la fabrication de batteries au plomb, mais il est aussi utilisé pour la production de gainage de câble, de circuits imprimés, de revêtements intérieurs pour bains chimiques ou contenants de stockage, de canalisations de transport de produits chimiques, de masses d’équilibrage, de composants électriques, de poly(chlorure de vinyle) (comme stabilisant) et de blindage contre les rayonnements (Santé Canada 2013). Les autres utilisations incluent : le plomb utilisé dans des munitions et les poids et leurres pour la pêche. Historiquement, l’essence au plomb et les peintures au plomb étaient d’importantes sources de plomb, mais ces produits ont été éliminés progressivement (Santé Canada 2013).

Au Canada, les émissions totales de plomb dans l’air étaient de 136 tonnes (t) en 2014, soit une augmentation de 5 % (environ 7 t) par rapport à 2013 et une diminution de 89 % (1153 t) par rapport à 1990 (ECCC 2016). Les émissions dans l’air ont diminué de 1990 à 2014 en raison des émissions moindres de nombreux secteurs industriels, en particulier le secteur de l’exploitation et de la fusion et du raffinage des métaux non ferreux. Au niveau national, les rejets de plomb dans l’eau étaient de 146 t en 2014, plus de dix fois les rejets totaux rapportés en 2013, principalement en raison des 134,1 t rejetées lors de la défaillance du barrage minier de Mount Polley (ECCC 2016). Les autres catégories contribuant le plus aux rejets dans l’eau sont les déchets, représentant environ 5,1 t, suivi du secteur des pâtes et papier et du carton représentant 1,9 t du total national. De plus, 500 t par an sont rejetées dans des environnements aquatiques provenant de pertes accidentelles de plombs de fond et de turluttes à base de plomb (Santé Canada 2013). Historiquement, l’utilisation de grenailles de plomb était une source significative de plomb dans les environnements aquatiques. Toutefois, les intrants de plomb de cette source ont diminué au Canada depuis l’entrée en vigueur du règlement national de 1997 interdisant l’utilisation de la grenaille de plomb pour la chasse aux oiseaux migrateurs (à l’exception de la bécasse d’Amérique, de la tourterelle triste et du pigeon à queue barrée) à moins de 200 m de tout plan d’eau, et l’extension de 1999 de cette interdiction à toutes les zones terrestres et aquatiques du pays (Stevenson et al. 2005). Les munitions au plomb non visées par ce règlement sont responsables de rejets annuels d’environ 5200 t de plomb dans l’environnement, et cette source de rejet est la plus importante au Canada (GC 2018).

Devenir, comportement et partition dans l’environnement

Les dépôts atmosphériques, le ruissellement urbain et les rejets industriels sont les principales sources de plomb dans les eaux de surface (Santé Canada 2013, EPA 2006). Dans les eaux de surface, le plomb est principalement présent sous forme de PbO ou de PbCO₃. Le devenir, le transport et la biodisponibilité subséquente du plomb dans des systèmes aquatiques ou terrestres sont principalement régis par la solubilité (EPA 2013). Dans les environnements aquatiques, à un pH ≥ 7, le plomb est facilement complexé et, à l’exception des nitrates, des chlorates et des chlorures, la plupart des sels inorganiques du plomb sont peu solubles. Toutefois, la solubilité des sels de plomb augmente grandement dans des conditions acides (Mager 2012). La spéciation du plomb dans des environnements d’eau douce est largement régie par le pH, l’alcalinité et la matière organique dissoute (MOD) (Mager 2012). Les concentrations de plomb dans les eaux de surface sont contrôlées en grande partie par l’échange avec les sédiments, et le cycle du plomb entre l’eau et les sédiments est régi par des processus chimiques, biologiques et mécaniques qui sont affectés par de nombreux facteurs, dont la salinité, la complexation organique, le potentiel d’oxydo‑réduction et le pH (EPA 2006).

La majorité du plomb présent dans les eaux de surface est sous forme non dissoute, sous forme de particules colloïdales ou de particules non dissoutes de carbonate de plomb, d’hydroxyde de plomb ou d’autres composés du plomb, qui précipitent dans le lit de sédiments (Getz et al. 1977, Eisler 1988). Les concentrations de plomb dissous sont généralement faibles dans les eaux de surface et les eaux souterraines, car le plomb forme des complexes avec les sulfates, les hydroxydes, les phosphates, les carbonates et d’autres anions dans l’eau. Le plomb peut être présent en tant que revêtement de surface sur des particules minérales de sédiment, en tant qu’ions sorbés ou dans la matière organique en suspension, vivante ou non (LDAI 2008). Le rapport entre le plomb dans des solides en suspension et le plomb dissous va de 4/1 dans les cours d’eau ruraux à 27/1 dans les cours d’eau urbains (Getz et al. 1977).

La biodisponibilité du plomb pour les organismes aquatiques d’eau douce est influencée par divers paramètres chimiques (Van Sprang et al. 2016). Il est généralement assumé que l’ion plomb libre (p. ex. Pb²⁺) est la forme la plus toxique du plomb, bien qu’il soit toujours nécessaire de déterminer si d’autres espèces chimiques (p. ex. PbOH⁺) sont aussi des contributeurs importants à la toxicité du plomb (Mager 2012). Les faibles pH favorisant une plus grande proportion de Pb²⁺, la toxicité du plomb tend à être plus importante à ces pH (bien que les concentrations plus importantes des protons [H⁺] à faible pH puissent aussi faire compétition aux ions Pb²⁺ pour l’absorption par les organismes aquatiques) (Mager 2012). À l’inverse, quand le pH augmente, une proportion croissante du plomb se lie aux ions carbonates et hydroxydes, qui sont moins biodisponibles. Une dureté très importante peut aussi réduire la solubilité du plomb, mais le pH semble être un important facteur pour déterminer la solubilité du plomb dans la gamme des chimies de l’eau typiquement utilisées lors de tests de toxicité (Mager 2012). En plus du pH, la MOD est une autre variable de la qualité de l’eau qui influence fortement la biodisponibilité du plomb pour les organismes aquatiques (Mager et al. 2010). La MOD peut complexer la majorité du plomb dans les conditions environnementales les plus pertinentes, bien que la qualité de la MOD ait aussi une influence importante sur sa capacité de liaison (Richards et al. 2001, Mager 2012). Finalement, plusieurs paramètres chimiques de l’eau sont co-variables, ce qui peut rendre difficile l’élucidation de l’influence relative de chaque paramètre chimique sur la biodisponibilité du plomb. Par exemple, la dureté et le pH co-varient souvent avec l’alcalinité et il peut être difficile de déterminer l’influence relative de chacun de ces paramètres (Mager 2012).

En général, le plomb est relativement stable dans les sédiments, avec des durées de résidence longues et une mobilité limitée (Das et al. 2008). Toutefois, les particules de sédiment contenant du plomb peuvent repasser dans la colonne d’eau. Les profils de concentration dans les sédiments tendent donc à suivre ceux dans les eaux sus-jacentes (LDAI 2008). Des processus de désorption, de dissolution, de précipitation, de sorption et de complexation peuvent aussi avoir lieu simultanément et en continu, conduisant à des transformations et une redistribution du plomb (EPA 2013).

Le plomb est typiquement lié à la matière organique et au sol dans les systèmes terrestres et les facteurs les plus importants déterminant sa solubilité dans les sols sont le pH et la capacité ionique (Smolders et al. 2009). Les oxydes de fer et de manganèse sont aussi connus pour jouer un rôle important dans la séquestration du plomb dans les sols (EPA 2013). Le plomb étant fortement adsorbé sur le sol, il est généralement retenu dans les couches supérieures du sol et n’est pas lixivié de façon appréciable vers le sub-sol et les eaux souterraines (ATSDR 2007). La matière organique diminue la biodisponibilité du plomb, mais avec le temps au fur et à mesure de sa dégradation, les minéraux pédogénétiques deviennent plus importants pour la séquestration du plomb (Schroth et al. 2008). La liaison du plomb à la matière organique est relativement faible et, au fur et à mesure de la dégradation de la matière organique, le plomb peut être libéré dans la solution du sol (EPA 2013). Toutefois, quand le plomb persiste dans le sol par l’intermédiaire de son incorporation dans la phase de particules solides du sol, sa biodisponibilité pour les plantes et les organismes diminue.

Concentrations ambiantes

Nous avons résumé dans le tableau 2 les données de surveillance (non publiées) d’Environnement et Changement climatique Canada (ECCC), ainsi que celles du Regional Aquatics Monitoring Program (RAMP) de l’Alberta et du ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique sur les concentrations de plomb dans les eaux de surface. Ces données collectées entre 1997 et 2019 vont de 0,002 à 309 µg/L pour le plomb total et de 0,003 à 121 µg/L pour le plomb dissous.

Mode d’action

Les mécanismes de toxicité aiguë du plomb chez le poisson comprennent un effet d’étouffement à très forte concentration (p. ex. 20 à > 100 mg/L) et un effet d’ionorégulation à des concentrations plus faibles, qui peuvent être observées de manière plus typique dans l’environnement (Mager 2012). Tel que montré lors d’une série d’études avec la truite arc-en-ciel (Oncorhynchus mykiss), des expositions aiguës au plomb peuvent conduire à la rupture de l’homéostase de Ca²⁺, Na⁺ et Cl^-, une hypocalcémie étant la principale cause de toxicité du plomb chez le poisson (Rogers et al. 2003, 2005, Rogers et Wood 2004). Lors d’expositions chroniques de poissons, le plomb peut être nocif pour la croissance et le développement, incluant des déformations rachidiennes (Davies et al. 1976, Holcombe et al. 1976, Hodson et al. 1978). Bien que les mécanismes par lesquels le plomb peut affecter la croissance du poisson ne soient pas bien compris, ils pourraient être liés à une capacité de se nourrir ou un appétit moindre dû à des effets neurologiques (Mager 2012).

Les mécanismes de la toxicité du plomb chez les invertébrés sont moins bien compris que ceux chez le poisson. Toutefois, quand Pb²⁺ entre en compétition avec Ca²⁺ sur un site d’absorption commun, il semble, au moins dans le cas du cladocère sensible C. dubia à faible concentration de plomb en solution aqueuse, que Pb²⁺ est absorbé par l’intermédiaire d’une voie ou d’un transporteur qui a une faible affinité pour Ca²⁺ (Mager et al. 2011a, 2011b). Dans le cas de l’escargot L. stagnalis, une espèce également chroniquement sensible au plomb, l’homéostase de Ca²⁺ peut être affectée par une exposition au plomb, mais ceci semble être un effet secondaire et n’explique pas cette sensibilité (Brix et al. 2012). Chez les plantes, un excès de plomb peut conduire à une mitose, une photosynthèse et une absorption d’eau réduites, ainsi qu’à une inhibition de la croissance (Eisler 1988).

Toxicité aquatique

Nous avons fait un examen détaillé des études en suivant les lignes directrices pour la qualité des données du CCME (2007). Les déterminants de l’acceptabilité des tests comprenaient, sans s’y limiter, la durée de l’exposition, la détermination par des analyses des concentrations d’exposition au plomb et d’autres paramètres de qualité de l’eau, la documentation sur la réponse au contrôle, l’utilisation de paramètres biologiques appropriés et l’inclusion d’analyses statistiques appropriées des données collectées lors de l’étude.

Des études sur la toxicité chronique du plomb dans l’eau douce ont été identifiées dans les compilations de données existantes (ECCC 2020). Il est maintenant généralement accepté que, pour la plupart des métaux dont le plomb, c’est la fraction dissoute plutôt que la fraction totale récupérable qui représente la fraction potentiellement biodisponible pour les organismes aquatiques (Reiley et al. 2003). Tel que résumé par Diamond et al. (1997), la relation entre le plomb total récupérable et le plomb dissous est variable, car elle est fortement influencée par la quantité de carbonate et, donc, l’alcalinité (Davies et al. 1976, Sprague 1995). Van Sprang et al. (2016) ont évalué les mesures de plomb dissous par rapport à celles de plomb total des études de toxicité et ont conclu que, dans toutes ces études la concentration de plomb inorganique estimée était inférieure à la limite de solubilité du plomb inorganique et que, en conséquence, il était improbable qu’une précipitation ait eu lieu lors des études pour lesquelles seules les concentrations de plomb total ont été rapportées. La concentration de plomb dissous a donc été assumée égale à la concentration de plomb totale.

Des données acceptables sur la toxicité chronique étaient disponibles pour 28 espèces (11 poissons, 13 invertébrés et 4 plantes/algues) (ECCC 2020). L’ensemble des données satisfaisait aux exigences sur les données minimales du CCME (2007) pour le développement d’une recommandation basée sur la distribution de la sensibilité des espèces (DES) (c.‑à-d. recommandation de type A). Dans cet ensemble de données, l’influence de divers paramètres chimiques de l’eau sur la biodisponibilité du plomb et la toxicité chronique connexe pour des espèces aquatiques a été évaluée lors de plusieurs études. Les données de toxicité pour ces espèces ont été utilisées pour évaluer les facteurs modifiant la toxicité (FMT) lors du développement de RFQE pour le plomb qui pourraient être ajustées en fonction de la chimie de l’eau spécifique du site (ECCC 2020).

Le protocole du CCME (2007) stipule que, quand cela est possible, il est important de tenir compte de facteurs mofifiant la toxicité et l’exposition pour le calcul d’une recommandation. Ceci peut être fait au moyen d’équations à un ou plusieurs facteurs, de matrices ou de modèles (CCME 2007). Une analyse par régression linéaire multiple (RLM) a été étudiée comme approche pour tenir compte de l’effet simultané de plusieurs variables de la chimie de l’eau sur la toxicité du plomb. En faisant une RLM ascendante (p. ex. Neter et al. 1990), la variable indépendante (dans le présent cas la dureté de l’eau, le COD ou le pH) qui permet d’expliquer la plus grande variabilité de la variable dépendante (dans le présent cas la toxicité du plomb) est entrée en premier. Si la relation entre cette variable indépendante et la variable dépendante n’est pas significative, le processus de modélisation serait considéré complet (aucun modèle de RLM ne pourrait être développé). Si la relation est significative, la variable est retenue, et la variable indépendante qui permet d’expliquer la plus grande proportion de variabilité restante est entrée à son tour. Si cette seconde variable ne permet pas d’expliquer un pourcentage supplémentaire significatif de variabilité, la deuxième variable est éliminée et le modèle final ne contient que la première variable indépendante entrée. Si la relation est significative, la deuxième variable est retenue, et la variable indépendante pouvant expliquer la prochaine proportion la plus élevée de la variabilité restante est entrée, et ainsi de suite.

La meilleure compréhension de l’influence de divers facteurs sur la biodisponibilité des métaux a conduit au développement du modèle de ligand biotique (MLB) (Di Toro et al. 2001, Santore et al. 2001, Paquin et al. 2002). Le MLB est un modèle mécanistique qui permet de prédire la biodisponibilité d’un métal pour des organismes aquatiques en prenant en compte la compétition pour les ions métalliques du « ligand biotique » de l’organisme (p. ex. les branchies du poisson) et d’autres ligands dans l’eau (p. ex. le COD), ainsi que la compétition entre l’absorption des métaux et d’autres cations présents dans l’eau (p. ex. le calcium) (Di Toro et al. 2001). Le MLB a été utilisé pour développer des lignes directrices/critères pour la qualité de l’eau (EPA 2007, EU 2008a,b,c, 2010, DeForest et al 2017). Le MLB pour le plomb et d’autres métaux a servi d’importante base pour l’identification des variables clés utilisées pour l’approche basée sur la RLM prise en compte pour la présente évaluation.

L’analyse par RLM a été évaluée comme outil potentiel pour le calcul de RFQE pour deux raisons principales. Premièrement, Les modèles de RLM sont un outil fiable pour prédire la toxicité des métaux (DeForest et al. 2018), y compris celle du plomb (Esbaugh et al. 2011, 2012) sur toute une gamme de chimies de l’eau. Deuxièmement, c’est un modèle linéaire de conception similaire à celle du modèle basé sur la dureté et déjà accepté. En tant que telle, la procédure pour développer des recommandations pour la qualité de l’eau (RQE) basées sur une RLM suivrait les mêmes étapes de base que celle basée sur la dureté et déjà acceptée (CCME 2007), et l’équation résultante aurait la même structure de base que celle pour les RQE basée sur la dureté, mais au lieu de comporter juste une pente pour la dureté ellepeut comporter des pentes pour la dureté, le COD et le pH. Pour plusieurs métaux (p.ex. aluminium, plomb, nickel, zinc), il a été observé que les modèles de RLM permettent de prédire la toxicité ainsi que les MLB (Esbaugh et al. 2012, Brix et al. 2017, DeForest et al. 2018, EPA 2018).

Des analyses de RLM ascendantes ont été faites en utilisant le logiciel statistique SYSTAT (version 13). Les analyses de RLM permettent de déterminer si une portion significative de la variabilité de la toxicité pourrait être expliquée par la dureté, le pH et/ou le COD. Une analyse de RLM a été faite pour une espèce donnée en fonction de la disponibilité de données de toxicité tirées de tests pour lesquels la gamme de dureté excédait 100 mg de CaCO₃/L (la dureté la plus élevée étant trois fois la plus faible), la gamme de COD excédait 5 mg/L (le COD le plus élevé étant trois le plus faible) et la gamme de pH était d’au moins 1,5 unité. Les données de toxicité acceptables pouvaient inclure des données combinées tirées de plusieurs études sur une même espèce. Les analyses de RLM ont été faites sur une base d’une espèce à la fois, les valeurs de toxicité pour une espèce donnée étant les variables dépendantes et les paramètres de la chimie de l’eau étant les variables indépendantes. Des analyses de RLM ont été faites pour les espèces indivuduelles suivantes : Brachionus calyciflorus, Ceriodaphnia dubia, Lymnaea stagnalis, Pimephales promelas, Pseudokirchneriella subcapitata (Grosell et al. 2006, Nys et al. 2016, Cooper et al. 2009, Mager et al. 2011b, Esbaugh et al. 2012, Parametrix 2010a,b, De Schamphelaere et al. 2014). Une analyse groupée de RLM a aussi été faite pour les invertébrés et les poissons susmentionnés, avec l’ajout de Philodina rapida. L’espèce Philodina rapida n’a pas fait l’objet d’une analyse de RLM individuelle, car la gamme de pH ne satisfaisait pas à l’exigence minimale, mais elle a été inclut dans l’analyse groupée puisqu’elle avait fait l’objet de tests sur une large gamme de conditions de COD et de dureté. L’algue verte P. subcapitata ne pouvait pas être incluse dans l’analyse de RLM groupée, puisque les analyses de RLM indiquaient que les relations des FMT étaient significativement différentes de celles des poissons et des invertébrés. Des concentrations avec effet CE₁₀ ont été utilisées pour tous les modèles de RLM.  

Nous présentons dans le tableau 3 les résultats des analyses de RLM. Aucune des variables n’était significative pour B. calyciflorus. La RLM pour P. subcapitata était la seule à retenir le pH comme variable significative. Le COD et la dureté étaient significatifs pour l’analyse groupée des invertébrés et des poissons, alors que le pH ne l’était pas. Ces relations des RLM sont appelées modèles RLM ci-après dans la présente fiche d’information.

La capacité des concentrations de carbone organique dissous (COD), du pH et de la dureté à expliquer la variabilité de la toxicité du plomb a été évaluée, une influence importante d’un ou plusieurs de ces paramètres sur la biodisponibilité du plomb pour au moins certaines espèces d’eau douce ayant été mise en évidence (ECCC 2020). L’approche suivie dans le cas présent respectait le protocole du CCME (2007) pour lequel, quand cela est possible, il est important de tenir compte de l’exposition et des facteurs modifiant la toxicité pour le calcul de la recommandation en utilisant des équations, matrices ou modèles à un ou plusieurs facteurs.

^*Coefficients du modèle
^a Comprend des données sur 5 espèces (B. calyciflorus, C. dubia, P. promelas, L. stagnalis et P .rapida). Celles sur P. rapida n’ont pas été utilisées pour les analyses de RLM par espèce car la gamme de pH ne satisfaisait pas à l’exigence minimale, mais elles ont été incluses dans l’analyse de RLM groupée car cette espèce avait été testée sur une large gamme de COD et de duretés.

Le modèle RLM groupé comprend 66 points de données sur 5 espèces différentes, a retenu le COD et la dureté comme variables avec un r² de 0,72 et de larges gammes de paramètres de chimie de l’eau (COD de 0,5 à 31,5 mg/L et dureté de 4,7 à 511 mg/L). Ce modèle groupé (invertébrés et poissons) a donc été choisi pour le calcul de la recommandation.

Calcul de la recommandation fédérale pour la qualité de l’eau

Les recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement pour l’eau (RFQE_eau) sont développées de préférence en suivant le protocole du CCME (2007). Dans le cas du plomb, il y avait assez de données acceptables sur la toxicité chronique pour satisfaire aux exigences sur les données minimales pour établir une recommandation de type A. Une recommandation de type A est une approche statistique basées sur la distribution de la sensibilité des espèces (DES) pour calculer une concentration dangereuse pour 5 % des espèces (CD₅), qui est en définitive la recommandation (CCME 2017).

La première étape suivie pour le développement de la RFQE_eau pour le plomb a été de normaliser les valeurs de toxicité en fonction de paramètres de chimie dans l’eau communs en utilisant le modèle RLM groupé. Les données de toxicité chronique sur les 28 espèces ont été normalisées pour une eau avec une concentration de COD de 0,5 mg/L et une dureté de 50 mg/L. Toutes les données de l’ensemble de données sur la toxicité se situaient dans les gammes du RLM groupé (COD dans la gamme 0,5-31,5 mg/L et dureté dans la gamme 4,7‑511 mg/L), et elles ont donc été utilisables pour le calcul de la recommandation. Quand plusieurs paramètres comparables étaient disponibles pour une même espèce, un même effet, une même étape de vie et une même durée d’exposition, nous avons fait la moyenne géométrique. Dans un effort visant à inclure des données sur des paramètres préférés, quand des études ne rapportaient pas une CE₁₀, mais rapportait assez de renseignements pour établir une courbe concentration-réponse, des valeurs de CE₁₀ ont été calculées au moyen du Toxicity Relationship Analysis Program (TRAP v.1.3) de l’EPA (EPA 2015).    

Le paramètre préféré et le plus sensible (ou sa moyenne géométrique) a ensuite été retenu pour chaque espèce en suivant le protocole du CCME (2007). Un total de 82 paramètres (79 CE₁₀, 1 CE₂₀, 1 CSEO et 1 CMAT) pour 28 espèces ont été inclus dans l’ensemble de données DES. Ils sont résumés dans le tableau 4. Lymnaea stagnalis était l’espèce la plus sensible, avec une toxicité moyenne normalisée pour l’espèce de 1,6 µg/L et l’achigan à petite bouche (Micropterus dolomieui) était la moins sensible avec une concentration avec effet normalisée de 348 µg/L.

^a Normalisé pour une dureté de 50 mg/L et un COD de 0,5 mg/L en utilisant un RLM groupé invertébré/poisson

Nous avons utilisé le programme R (version 3.4.2) « ssdtools » (version 0.0.3) (Thorley et Schwarz 2018) ainsi que le programme convivial correspondant « Shiny App » (Dalgarno 2018) pour créer des DSE à partir de l’ensemble de données. Le programme ajuste plusieurs fonctions de densité (log-normal, log-logistique, log-Gumbel, gamma et Weibull) aux données en utilisant une estimation de probabilité maximale (EPM) comme méthode de régression. Le critère d’information d’Akaike (CIA), une mesure de la qualité relative de l’ajustement aux données, a été calculé pour chaque distribution (Burnham et Anderson 2002). Au moyen du CIA, CIA corrigé pour une petite taille d’échantillon, une CD₅ moyenne modèle peut être établie. Plus le CIA est petit, meilleure est l’ajustement de la distribution aux données. Chaque modèle a ensuite été pondéré, les modèles avec une pondération élevée correspondent bien aux données comparativement aux autres. La DES et les paramètres statistiques correspondants pour une dureté de l’eau de 50 mg/L et une concentration de COD de 0,5 mg/L sont donnés respectivement dans la figure 1 et le tableau 5.

La concentration de COD et la dureté ayant été identifiés comme facteurs de modification de la toxicité significatifs, la RFQE_eau est exprimée sous forme d’une équation dans laquelle la concentration de COD et la dureté locales sont entrées afin de calculer une RFQE_eau spécifique du site. Cette équation est basée sur les pentes respectives des modèles RLM groupés de 0,514 et 0,214 et sur la valeur au 5ème percentile de 2,5 μg/L calculée à partir de la DSE pour une concentration de COD de 0,5 mg/L et une dureté de 50 mg/L.

En se basant sur le modèle RLM groupé et la CD₅ de la DES, l’équation pour calculer la RFQE_eau pour le plomb est :

y-interception  = ln(5ème percentile) – [pente COD × ln(COD)] – [pente dureté × ln(dureté)]

                          = ln(2,45) – [0,514 × ln(0,5] – [0,214 × ln(50)]

                          = – 0,4152

RFQE_eau (μg/L) = exp(0,514[ln(COD)] + 0,214[ln(dureté)] + 0,4152)

L’équation pour la RFQE_eau a été établie pour le plomb dissous. Elle peut être calculée en utilisant l’équation ci‑dessus ou le calculateur de RFQE_eau (Annexe). Les utilisateurs peuvent entrer des mesures de la concentration de COD et de la dureté spécifiques du site pour calculer une RFQE_eau spécifique d’une chimie de l’eau. L’équation pour la RFQE est valide pour des concentrations de COD allant de 0,5 à 31,5 mg/L et des duretés allant de 4,7 à 511 mg/L, qui sont les gammes de données utilisées pour calculer les pentes de RLM. Seules des valeurs dans ces gammes devraient être entrées dans l’équation de la recommandation afin de s’assurer que l’équation est précise et que la RFQE_eau est protectrice de l’environnement. Les utilisateurs devraient être extrêmement prudents s’ils extrapolent en dehors de ces gammes recommandées, et ils devraient contacter leur autorité locale pour obtenir des conseils. Bien que la dureté soit régulièrement mesurée pendant la surveillance, la concentration de COD ne l’est peut-être pas de manière routinière. En l’absence de données spécifiques au site, une concentration de COD de 0,5 mg/L et une dureté de 4,7 mg/L peuvent être assumées, ce sont les limites inférieures pour l’utilisation de l’équation de la RFQE_eau. Pour les plans d’eau dont la concentration de plomb est potentiellement préoccupante, il est recommandé que la concentration de COD et la dureté soient mesurées. Il est aussi bon de noter que la RFQE_eau pour le plomb est pour le plomb dissous. Quand les utilisateurs ne disposent que de la concentration totale de plomb sur leur site, il leur est recommandé de commencer par comparer leur concentration totale de plomb à la recommandation pour le plomb dissous. En cas de dépassement, refaire une mesure du plomb dissous dans le plan d’eau. Nous donnons dans le tableau 6 des exemples de RFQE_eau pour le plomb pour diverses valeurs de COD et de dureté.

Pour évaluer si la RFQE_eau pour le plomb est assez protectrice, une évaluation de son caractère protecteur a été faite en suivant le protocole du CCME (2007). Des RFQE ont été calculées pour chacun des 134 paramètres acceptables de l’ensemble de données sur la toxicité. Elles ont ensuite été comparées à des valeurs de toxicité mesurées pour la chimie de l’eau associée (figure 2). Les valeurs se trouvant au-dessus de la ligne 1 des y (rapport de l’effet de la concentration) indiquent que la RFQE_eau est protectrice contre la toxicité dans ce cas particulier, alors que les valeurs se trouvant sous la ligne 1 des y indiquent que la RFQE_eau est inférieure à la toxicité observée et, en conséquence, peut nécessiter une évaluation plus approfondie. L’évaluation du caractère protecteur a montré que 11 des 134 (92 %) points de données de toxicité acceptables étaient supérieurs à la recommandation spécifique du site. Huit de ces 11 points de données concernant des invertébrés (3 pour C. dubia, 4 pour L. stagnalis, 1 pour Philodina rapida) et trois l’espèce de plante P. subcapitata. Il est important de noter qu’un nombre égal ou supérieur de points relatifs à ces quatre espèces sont au-dessus de la ligne 1 des y (31 pour C. dubia,  4 pour L. stagnalis, 5 pour Philodina rapida et 12 for P. subcapitata). Aucun des points inférieurs à la recommandation ne corrspondait à une sspèce à risque ou à des effets létaux égaux ou supérieurs à un niveau de 15 % (CCME 2007). Un examen global des données disponibles suggère que la RFQE_eau pour le plomb est protectrice.

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Liste des acronymes et des abréviations

Annexe. Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement pour les eaux : plomb (Pb)