Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement - sélénium

Titre officiel : Loi canadienne sur la protection de l’environnement 1999 - Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement - sélénium

Environnement et Changement climatique Canada

Juin 2021

Introduction

Les recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement (RFQE) établissent la qualité acceptable de l’environnement ambiant. Elles sont basées uniquement sur les effets toxicologiques ou les dangers de substances ou de groupes de substances spécifiques. Les RFQE ont trois fonctions : premièrement, elles peuvent aider à prévenir la pollution en fournissant des cibles pour une qualité environnementale acceptable; deuxièmement, elles peuvent contribuer à évaluer l’importance de concentrations de substances chimiques actuellement présentes dans l’environnement (surveillance des eaux, des sédiments, des sols et des tissus biologiques); troisièmement, elles peuvent servir de mesures de la performance d’activités de gestion des risques. L’utilisation des RFQE est volontaire, sauf en cas de prescription dans des permis ou d’autres outils de réglementation. Les RFQE qui s’appliquent à l’environnement ambiant ne sont donc pas des limites ou des valeurs « à ne jamais dépasser » pour des effluents, mais peuvent être utilisées pour calculer des limites pour les effluents. Le développement des RFQE est de la responsabilité du ministre fédéral de l’Environnement en vertu de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) (LCPE 1999) (Gouvernement du Canada (GC) 1999). L’intention est de développer des RFQE en tant que complément pour l’évaluation ou la gestion des risques des substances d’intérêt prioritaire identifiées dans le cadre du Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) ou d’autres initiatives fédérales.

Quand les données le permettent, les RFQE sont calculées en suivant les protocoles du CCME. Les RFQE sont développées quand il existe au niveau fédéral le besoin d’une recommandation et que les recommandations du Conseil canadien des ministres de l’environnement (CCME) pour la substance n’ont pas encore été développées ou ne devraient pas être mises à jour dans un futur proche. Pour de plus amples renseignements, veuillez vous rendre sur la pages des Recommandations fédérales pour la qualité de l'environnement.

Dans le présent document, nous décrivons les recommandations fédérales pour la qualité des tissus pour la protection des poissons et des oiseaux contre le sélénium (tableau 1). Des RFQE n’ont pas été développées pour l’eau, les sédiments ni le sol mais, toutefois, de récentes recommandations basées sur l’eau développées en Amérique du Nord sont résumées.

Tableau 1. Recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement pour le sélénium
Tissu œufs et ovaires de poisson
(µg/g poids sec)
Tissu de poisson (corps entier)
(µg/g poids sec)
Œuf d’oiseau
(µg/g poids sec)

14,7

6,7

11

Identité de la substance

Le sélénium (Se) est un élément naturel (numéro CAS 7782-49-2), présent dans des minéraux tels que la pyrite, la chalcopyrite, la pyrrothite et la sphalérite, dans le pétrole brut et dans des gisements de houille (ECCC, SC 2017). Parmi les sources anthropiques de sélénium, on retrouve les installations de production et de traitement du sélénium, l’utilisation de produits contenant du sélénium et la gestion et l’élimination des déchets contenant du sélénium. Le sélénium existe sous plusieurs états d’oxydation et les espèces courantes sont le sélénate (SeO4-2), le sélénite (SeO3-2), le sélénium élémentaire (Se0) et les séléniures organiques et inorganiques (Se-2). Le sélénium est un nutriment pour les organismes. Toutefois, l’introduction de sélénium dans l’environnement à partir de sources naturelles ou anthropiques peut conduire à des concentrations élevées dans les eaux de surface, les eaux souterraines, les sols et la végétation (BCMOE 2014, EPA 2016). Parmi celle de tous les nutriments en trace, la différence entre le caractère essentiel et le caractère toxique du sélénium est la plus étroite, le risque d’un impact nocif d’une contamination environnementale est donc extrêmement élevé (Luoma et Rainbow 2008). 

L’exploitation houillère à ciel ouvert en Colombie-Britannique et en Alberta a conduit à la mobilisation du sélénium à partir de la lixiviation de stériles, avec pour résultat des concentrations élevées de sélénium dans les eaux de surface et les eaux souterraines menaçant potentiellement les populations de poissons et d’oiseaux (BCMOE 2014). L’exploitation minière de l’uranium en Saskatchewan a été associée à des concentrations accrues de sélénium dans les eaux réceptrices et à des malformations chez des poissons (Muscatello et al. 2006, Muscatello et Janz 2009). En Ontario et au Manitoba, des rejets de sélénium ont été rapportés à partir des émissions et des effluents des installations de fusion de métaux (Nriagu et Wong 1983, Manitoba Conservation 2007).

En se basant sur l’évaluation préalable du sélénium et de ses composés (ECCC, SC 2017), le gouvernement du Canada a conclu que le sélénium et ses composés satisfont aux critères de l’alinéa 64 a) de la LCPE, car ils pénètrent ou peuvent pénétrer dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions qui ont ou peuvent avoir un effet nocif immédiat ou à long terme sur l’environnement ou sa diversité biologique. Toutefois, il a été conclu que le sélénium et ses composés ne satisfont pas aux critères de l’alinéa 64 b) de la LCPE, car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ni dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l’environnement essentiel à la vie. Il a aussi été déterminé que le sélénium et ses composés satisfont aux critères de persistance et de bioaccumulation du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (GC1999). 

Utilisations

Le Canada fait partie des cinq plus grands producteurs de sélénium, avec les États-Unis, le Japon, la Belgique et le Chili (BCMOE 2014). Au Canada, le sélénium est récupéré comme sous-produit des procédés de raffinage du cuivre ou du zinc (ECCC, SC 2017). De 2005 à 2012, la production canadienne de sélénium a été de 97 000 à 288 000 kg (RNCan 2014). Le sélénium et ses composés peuvent être utilisés comme composants de pigments (dans des matières plastiques, des peintures, des céramiques et le verre), dans du caoutchouc (accélérateur de vulcanisation), en agriculture (supplément pour les sols, nourriture pour les animaux et pesticides), dans des lubrifiants et des applications métallurgiques, pour de l’équipement électronique, dans des drogues dont des produits de santé naturels (comme ingrédients médicinaux dans des suppléments de vitamines/minéraux et dans des shampooings antipelliculaires), dans des suppléments alimentaires, des aliments spécifiques pour des régimes spéciaux, des cosmétiques et des produits de consommation (ECCC, SC 2017). Des détails sur les utilisations et les secteurs présentant un risque potentiel pour l’environnement ont été identifiés et rapportés dans un document d’ECCC et SC (2017).

Devenir, comportement et répartition dans l’environnement

Le sélénium peut pénétrer dans les écosystèmes aquatiques sous une quelconque de ses formes, mais les formes solubles qui sont présentes généralement dans les écosystèmes aquatiques sont le sélénate (SeO42-) et le sélénite (SeO32-) (Maher et al. 2010). Le sélénite est typiquement présent en plus grandes proportions dans les effluents des centrales à charbon et des raffineries de pétrole, alors que le sélénate est plus probablement présent dans les effluents des mines et le ruissellement de terres agricoles (Maher et al. 2010, Young et al. 2010). De nombreux composés du sélénium peuvent réagir avec l’eau et pénétrer dans l’environnement dans une phase dissoute. Dans la gamme des pH pertinents pour l’environnement, de 6 à 8, seuls le sélénate, le sélénium élémentaire, le séléniure et le diséléniure sont présents dans l’eau (ECCC, SC 2017). Dans cette gamme de pH, dans les eaux douces oxygénées, les formes dissoutes prédominantes sont le sélénate et le sélénite (Brookins 1988, Belzile et al. 2000, Ralston et al. 2009). À un pH inférieur à 7, dans des conditions moyennement réductrices, les espèces de sélénite sont réduites en sélénium élémentaire (ATSDR 2003).

Étant donné que la biodisponibilité du sélénium varie en fonction de la forme présente, la forme à laquelle les organismes sont exposés est d’une importance critique. Par exemple, une augmentation de la concentration de sulfate réduit la toxicité du sélénate pour les invertébrés aquatiques et les poissons, mais n’a aucun effet sur la toxicité du sélénite (Carlton 1998, EPA 2016). L’exposition alimentaire au sélénium a fait l’objet de nombreuses études et a été considérée être une voie critique d’exposition pour l’évaluation de la toxicité aux concentrations pertinentes de l’environnement.

La répartition du sélénium entre l’eau et les sédiments est spécifique du système et est contrôlée par plusieurs processus (Chapman et al. 2010). Le sélénium est adsorbé à la surface des sédiments riches en fer ou en manganèse (ECCC, SC 2017), et la précipitation du sélénium lors du contact avec des composés ferriques dépend du pH (Maher et al. 2010). Finalement, certaines bactéries présentes dans les sédiments utilisent le sélénate ou le sélénite comme récepteur final d’électrons lors de la respiration (Oremland et al. 1989) et représentent donc une partie très importante du cycle du sélénium dans l’environnement (Nancharaiah et Lens 2015). Avec le temps, le sélénium organique se transforme généralement en espèces inorganiques par photo-oxydation et minéralisation (Chen et al. 2005). 

Le comportement du sélénium dans les sols dépend aussi de nombreux facteurs : conditions redox, pH, teneur en hydroxyde de fer, teneur en argile, matières organiques, présence d’anions en compétition (CCME 2009). Par exemple, les séléniures sont présents dans des sols plus acides contenant une forte teneur en matière organique. Le sélénium élémentaire peut être formé dans des sols anoxiques humides, alors que le sélénate est l’espèce prédominante dans les sols alcalins oxygénés (ECCC, SC 2017). Le sélénite est soluble, mais moins mobile que le sélénate en raison de sa plus grande adsorption sur les minéraux du sol et la matière organique (ECCC, SC 2017). Le sélénate étant plus mobile, la remobilisation du sélénium peut être causée par la dissolution du sélénate dans les eaux d’irrigation (Chapman et al. 2010). 

L’atmosphère est aussi un important milieu de l’environnement pour le sélénium, bien que le cycle biogéochimique du sélénium se déroule dans l’eau, les sédiments et le sol (ECCC, SC 2017). Jusqu’à 30% du sélénium présent dans le charbon destiné à la combustion est émis dans la phase vapeur (Chapman et al. 2010). Les formes inorganiques sont principalement le dioxyde de sélénium (résultant de la combustion de combustibles fossiles) et le sélénium élémentaire adsorbé sur des particules (ECCC, SC 2017). Le dioxyde de sélénium ayant une pression de vapeur de 12,5 mm de Hg à 70 °C est plus volatil que le sélénium élémentaire. Le sélénium élémentaire lui-même a une faible pression de vapeur de 1 mm de Hg et n’est donc pas présent habituellement dans l’air sous forme de vapeur (ASTDR 2003). Deux autres espèces organiques gazeuses peuvent être produites par biotransformation : le séléniure de diméthyle ((CH3)2Se) et le diséléniure de diméthyle ((CH3)2Se2) (Terry et al. 2000, Guo et al. 2001). La durée de résidence des composés du sélénium est courte dans l’air (ECCC, SC 2017).  

La bioaccumulation et le transfert dans les réseaux trophiques aquatiques sont les principales voies biogéochimiques du sélénium dans les écosystèmes aquatiques (EPA 2019). Les facteurs clés affectant la bioaccumulation du sélénium sont les propriétés physiques et chimiques de l’environnement (pH, potentiel redox, température et hydrologie), la forme chimique du sélénium, la concentration ambiante de sélénium, la voie et la durée d’exposition et l’espèce exposée et son niveau trophique. Le sélénium peut être activement absorbé par les producteurs primaires (p. ex. algues, plantes et microbes) et converti en composés organiques, fournissant ainsi la base à partir de laquelle le sélénium pénètre dans le réseau trophique aquatique (ECCC, SC 2017). L’absorption du sélénium par les organismes dans les systèmes aquatiques par contact direct contact avec l’eau est faible comparativement à celle due au régime alimentaire (Presser et Luoma 2010). Des détails sur la bioaccumulation et la bioconcentration du sélénium dans les organismes aquatiques (algues, plantes, invertébrés et poissons) sont donnés dans les évaluations publiées (BCMOE 2014, EPA 2016, EPA 2019, ECCC et SC 2017).

Concentrations ambiantes

Les concentrations de sélénium dans les eaux canadiennes sont similaires à celles mesurées à travers le monde et vont de 0,01 à 4 μg/L (CCME 2009). Des données de surveillance détaillées sur le sélénium dans les eaux de surface au Canada et les tissus de poissons et d’oiseaux sont présentées dans le document BCMOE de 2014. Les données de surveillance dans les eaux de surface que nous présentons ici sont un résumé de celles tirées de BCMOE (2014). Étant donné que ces données provenaient de plusieurs sources, les limites de détection des méthodes (LDM) variaient considérablement. Les concentrations de sélénium à Terre-Neuve et au Labrador étaient généralement inférieures à 1,0 µg/L. Des concentrations élevées ont été rapportées sur quelques sites urbains ou quelques sites avec intrusion d’eau de mer. Les données de surveillance d’ECCC sur les concentrations de sélénium dans les provinces de l’Atlantique ont mis en évidence des concentrations inférieures ou égales à la LDM de 0,01 µg/L. Les concentrations moyenne et maximale rapportées pour l’Î-P-É. étaient de 0,08 et 0,16 µg/L. Les données de surveillance pour 29 rivières de la Nouvelle-Écosse (Cap Breton) et du Nouveau-Brunswick faisaient état de concentrations inférieures aux LDM respectives de 1 et 1,2 µg/L, à l’exception de celles de deux échantillons. Les données collectées dans une station fédérale de surveillance de la qualité de l’eau au Québec indiquaient des concentrations de sélénium inférieures ou égales à la LDM de 0,05 µg/L. Une concentration moyenne de sélénium de 0,1 µg/L a été rapportée dans le passage fluvial du Saint-Laurent au Québec.

Les concentrations de sélénium dans les Grands Lacs étaient généralement inférieures à la LDM de 0,1 à 1,0 µg/L, à l’exception de celles du lac Érié où elles allaient d’une valeur inférieure à la LDM à 36 µg/L, les valeurs plus élevées observées dans le lac Érié étant probablement dues à des rejets anthropiques. Les données de 14 stations de surveillance à long terme du ministère de l’Environnement de l’Ontario indiquaient que dans la plupart des sites les concentrations étaient inférieures à la LDM de 1,0 µg/L pendant les premières années de la surveillance et inférieures à la LDM réduite de 0,05 µg/L plus tard. Les exceptions à ces faibles concentrations concernaient des sites associés à des intrants de sources ponctuelles provenant d’effluents miniers ou d’émissions atmosphériques.

Les concentrations de sélénium dans les eaux de surface au Manitoba étaient généralement proches de la LDM de 0,4 µg/L depuis 2001 ou de la LDM précédente de 2,0 µg/L avant 2001, ou inférieures à celles-ci. Toutefois, des concentrations élevées ont été rapportées dans des zones subissant l’influence d’activités minières ou de fusion. Typiquement, de faibles concentrations de sélénium dans les eaux (inférieures à 1 µg/L) ont été rapportées en Saskatchewan pendant les premières années de surveillance. Toutefois, dans certaines zones les concentrations peuvent être élevées en raison de la présence de formations géologiques ou d’activités anthropiques (p. ex. opérations d’exploitation minière d’uranium dans le nord de la Saskatchewan). Dans la plupart des rivières de l’Alberta, les concentrations moyennes de sélénium allaient de 0,3 à 0,7 µg/L (LDM = 0,1 µg/L). Ces concentrations moyennes sont représentatives de la valeur de fond, mais des activités anthropiques dans certaines zones ont conduit à des concentrations plus importantes dans les eaux de surface (p. ex. exploitation du charbon à ciel ouvert et industrie du pétrole et du gaz). Les concentrations de sélénium dans les eaux de la Colombie-Britannique sont typiquement inférieures à 1 µg/L, mais peuvent être supérieures à cette valeur dans des zones où se trouvent des roches sélénifères ou des activités anthropiques (p. ex. exploitation du charbon à ciel ouvert). 

Mode d’action

Des traces de sélénium sont nécessaires au fonctionnement normal des cellules chez presque tous les animaux. Toutefois un excès de sélénium peut entraîner des effets toxiques (EPA 2016). Parmi les éléments biologiquement essentiels, le sélénium est aussi un des plus toxiques (Chapman et al. 2010). On pense généralement que la toxicité d’une concentration élevée de sélénium est due à sa capacité à remplacer le soufre dans la cystéine et la méthionine, et à l’inclusion non discriminante de sélénométhionine pendant la synthèse des protéines, causant potentiellement des modifications de la structure tertiaire et de la fonction des protéines en altérant les ponts disulfures (Janz 2012). Il est possible qu’une tératogénèse chez les embryons soit causée par ce mécanisme. Il est suggéré que la toxicité du sélénium conduisant à l’observation d’effets dus à une sélénose chez des mammifères et des oiseaux adultes soit liée au remplacement du soufre par le sélénium. Un des principaux symptômes de la sélénose est la modification de structures corporelles contenant de la kératine, dont le teneur en soufre est élevée (Spallholz et Hoffman 2002). Toutefois, cette explication a été remise en question en raison des processus de régulation plus actifs pour la sélénocystéine et du fait que la méthionine ne joue pas un rôle majeur dans la structure tertiaire des protéines, la substitution par la sélénométhionine ne devant donc pas avoir un impact majeur sur le fonctionnement des protéines (Janz 2012).

Plus récemment, il a été avancé que la toxicité d’un excès de sélénium serait due à la production de l’anion superoxyde et d’autres espèces oxygénées réactives, provoquant un stress oxydatif (Palace et al. 2004, Janz 2012). Le sélénium peut oxyder les fonctions thiols, comme celles présentes dans le glutathion, créant ainsi un intermédiaire métabolique, comme le méthylsélénol ou le séléniure de diméthyle. Le séléniure peut ensuite être oxydé par l’oxygène (O2) pour produire l’anion superoxyde (O2-) (Spallholz et Hoffman 2002, Palace et al. 2004, Janz 2012). Aux concentrations élevées de sélénium, ces espèces sont présentes en trop grandes quantités pour pouvoir assurer une défense antioxydante et prévenir des dommages (Janz 2012).

Calcul des recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement

Recommandation fédérale pour la qualité des tissus pour les poissons

Il a été montré que la distribution du sélénium dans le réseau trophique aquatique (p. ex. plantes, invertébrés et poissons) conduit à sa bioaccumulation chez la faune aquatique, causant des déficiences de reproduction et des malformations (Ohlendorf et al. 1986, Hoffman et al. 1988, Hothem et Ohlendorf 1989). Il est généralement admis que les poissons d’eau douce sont plus sensibles au sélénium que d’autres organismes aquatiques (BCMOE 2014, EPA 2016, ECCC et HC 2017). Une exposition chronique au sélénium entraîne une toxicité chez les poissons à des concentrations à peine plus élevées que celle du caractère essentiel (Lemly 1997). Les déficiences de reproduction chez les poissons sont bien documentées et les stades du cycle de vie les plus sensibles sont ceux des œufs et des larves. L’exposition des poissons au sélénium au stade larvaire est principalement due à un transfert maternel vers les œufs et son absorption par le sac vitellin. Une éclosion moindre, une tératogénicité (déformations) et des oedèmes sont les effets les plus courants observés lors des premiers stades de vie des poissons (Lemly 2002, Janz et al. 2010). Une corrélation significative entre la concentration de sélénium mesurée dans les ovaires et les œufs de poissons et ces paramètres fait de ces derniers des indicateurs fiables de la toxicité du sélénium pour les poissons (ECCC, HC 2017). ECCC et SC (2017) ont calculé une concentration estimée sans effet (CESE) pour le sélénium, basée sur les résidus de sélénium dans les œufs-ovaires.

En plus de la CESE pour les œufs-ovaires des poissons, une CESE pour les tissus du corps entier des poissons a aussi été calculée, les données de surveillance pour les œufs-ovaires étant rares et leur collecte limitée par la période de l’année. Les données sur la concentration de sélénium dans les muscles ou le corps entier des poissons sont plus souvent disponibles (ECCC, SC 2017). La concentration de sélénium dans les tissus des poissons est un indicateur de la biodisponibilité du sélénium et représente l’accumulation à partir de toutes les voies d’exposition possibles. Les CESE pour les œufs-ovaires (14,7 µg/g ps) et pour les tissus du corps entier (6,7 µg/g ps) ont été retenues comme recommandations fédérales pour la qualité de l’environnement pour le sélénium. La méthode suivie pour ce calcul et les données sur la toxicité prises en compte sont résumées dans un document d’ECCC et SC (2017). 

Recommandation pour les résidus dans les œufs-ovaires des poissons

Les données sur la toxicité pour les œufs et les ovaires des poissons ont été compilées et évaluées dans le document d’ECCC et SC (2017). Quand plusieurs paramètres acceptables du même type étaient disponibles pour une espèce individuelle, la moyenne géométrique a été calculée en suivant les principes du protocole du CCME (2007). Comme pour le calcul de la CESE (ECCC, SC 2017), les résidus de sélénium dans les œufs et les ovaires sont considérés être dans un rapport de un sur un pour le développement de la recommandation. Les concentrations de sélénium dans les œufs-ovaires associées à des effets toxiques allaient de 16,2 à 54 µg/g ps (tableau 2). Le crapet arlequin (Lepomis macrochirus), l’esturgeon blanc (Acipenser transmontanus) et la truite brune (Salmo trutta) étaient les espèces les plus sensibles, alors que le dolly varden (Salvelinus malma) était la plus tolérante.

Les données acceptables sur la toxicité de chaque espèce ont été classées en fonction de la sensibilité dans une distribution de la sensibilité des espèces (DSE). L’ensemble des données a été modélisé au moyen de plusieurs modèles de distribution cumulatifs, et le modèle logistique a fourni le meilleur accord (ECCC, SC 2017). Le 5ème percentile (HC5) de la DSE (14,7 µg/g ps) est la recommandation pour les œufs-ovaires des poissons (ECCC, SC 2017). La recommandation fédérale pour les œufs-ovaires des poissons est très similaire à celles publiées par d’autres juridictions, 11 µg/g ps par le Colombie-Britannique (BCMOE 2014) et 15,1 µg/g ps par l’EPA (2016). 

Recommandation pour les résidus dans les tissus du corps entier des poissons

En raison de la rareté des données de surveillance sur les œufs et les ovaires des poissons, il est pratique de calculer une recommandation pour les tissus du corps entier des poissons. La concentration de sélénium dans le muscle des poissons adultes ou l’homogénat du corps entier est plus souvent disponible, et elle constitue une excellente mesure de l’exposition des poissons au sélénium. Les paramètres des données sur les œufs-ovaires les plus sensibles et significatifs basés sur la reproduction (tableau 2) ont été extrapolés aux tissus du corps entier en utilisant des facteurs de conversion œufs-ovaires/corps entier spécifiques de l’espèce développés par l’EPA (2016).

Les facteurs modifiant la toxicité et pouvant avoir un influence sur la biodisponibilité du sélénium n’ont pas été pris en compte séparément, car les données utilisées sont des résidus dans les tissus qui tiennent compte intrinsèquement de l’influence de ces facteurs sur la toxicocinétique du sélénium (ECCC, SC 2017).

Les concentrations de sélénium dans le corps entier (tableau 2) ont été rapportées en fonction de la DSE, et le modèle logistique était celui qui les modélisait le mieux (ECCC, SC 2017). Le HC5 de la DSE était de 6,7 µg/g ps et cette valeur a été retenue comme recommandation pour les tissus du corps entier des poissons d’eau douce (ECCC, SC 2017). Comme pour la recommandation pour les œufs-ovaires, cette recommandation est comparable à celles pour les tissus du corps entier développées par d’autres juridictions, 4 µg/g ps par BCMOE (2014) et 8,5 µg/g ps par l’EPA (2016). 

Recommandation pour la qualité des tissus pour les œufs d’oiseaux

Les recommandations pour les œufs des oiseaux pour le sélénium sont l’estimation la plus directe de la toxicité du sélénium pour la faune aquatique et elles peuvent être utilisées comme valeur de remplacement pour toutes espèces sauvages (BCMOE 2014, EPA 2019). En l’absence d’un protocole du CCME pour développer des recommandations pour les œufs d’oiseaux, des approches ad hoc ont été suivies pour le développement de recommandations fédérales pour les résidus dans les tissus pour les œufs d’oiseaux. L’EPA (2019) a récemment établi un critère (recommandation) pour le sélénium dans les œufs d’oiseaux de 11,2 µg/g ps. Cette valeur a été adoptée comme recommandation fédérale pour la qualité des tissus pour les œufs d’oiseaux. Les données sur la toxicité et la méthodologie prisent en compte par l’EPA (2019) sont résumées dans le tableau 3. 

Tableau 2. Données sur la toxicité chronique utilisées pour calculer les recommandations pour les œufs-ovaires et le corps entier des poissons pour le sélénium
EspèceParamètreConcentration
(mg/kg ps)
Œuf ou ovaireO‑O/CEaCEb
(mg/kg ps)
Référence

Crapet arlequin
(Lepomis macrochirus)

CE10
larve oedèmes

16,22

Ov

2,13

7,62

Hermanutz et al. 1992, 1996 Doroshov et al. 1992

Esturgeon blanc
(Acipenser transmontanus)

CC10
larve malformations

16,27

Oe

1,69

9,63

Linville 2006

Truite brune
(Salmo trutta)

CE10
larve survie

18,09

Oe

1,45

12,48

Formation Environmental 2011, EPA 2016

Omble de fontaine
(Salvenius fontinalis)

CESE
larve malformations

20

E

1,38

14,49

Holm 2002, Holm et al. 2003, 2005

Achigan à grande bouche
(Micropterus salmoides)

CE10 larve survie et mort

20,35

Ov

1,42

14,33

Carolina Power & Light 1997

Grand brochet
(Esox lucius)

CE10
larve malformations

20,4

Oe

2,39

8,54

Muscatello et al. 2006

Truite arc-en-ciel
(Oncorhynchus mykiss)

CE10
malformations du squelette

21,1

Oe

2,44

8,65

Holm 2002, Holm et al. 2003, 2005

Tête-de boule
(Pimephales promelas)

CMEO 
larve malformations

23,85

Ov

2

11,93

Schultz et Hermanutz 1990

Truite fardée versant de l’Ouest (Oncorhynchus clarki lewisi)

CE10
alevin mortalité

24,06

Oe

1,96

12,28

Rudolph et al. 2008, Nautilus Environmental 2011

Truite fardée de Yellowstone
(Oncorhynchus clarki bouvieri)

CMTA
alevin mortalité

25

Oe

1,96

12,76

Formation Environmental 2012

Dolly varden
(Salvelinus malma

CE10
larve malformations

54

Oe

1,61

33,54

McDonald et al. 2010

facteurs de conversion œuf-ovaire/corps entier développés par l’EPA (2016);
concentration pour les tissus du corps entier convertie

Les vertébrés pondant des œufs comme les poissons et les oiseaux sont les plus sensibles aux effets du sélénium (Janz et al. 2010). Par exemple, parmi les espèces sauvages étudiées au Kesterson Wildlife Refuge (Californie), la toxicité la plus fréquente et extrême était celle observée chez les oiseaux aquatiques, alors que les petits mammifères ne souffraient quasiment d’aucun effet (Ohlendorf et al. 1989). Cette différence est probablement due à une gamme beaucoup plus large entre les concentrations biologiquement essentielles et celles d’exposition toxique chez les mammifères que chez les oiseaux (Janz et al. 2010). Des concentrations de sélénium dans les œufs inférieures à 0,66 µg/g ps chez les oiseaux peuvent indiquer un apport de sélénium inadéquat par le régime alimentaire, conduisant à une mauvaise santé et une mauvaise reproduction chez les adultes (EPA 2019).

Le régime alimentaire et le transfert maternel subséquent du sélénium chez les oiseaux sont la principale voie d’exposition au sélénium. La mesure la plus efficace des effets toxiques potentiels du sélénium chez les oiseaux est la mesure dans les œufs (Adams et al. 1998, Ohlendorf et Heinz 2011). De plus, en raison de l’accumulation et de la perte rapide du sélénium, y compris le transfert maternel, observées chez les oiseaux, les niveaux de sélénium mesurés dans les œufs représentent probablement la contamination de l’environnement local. Dans des zones non contaminées par le sélénium, les concentrations de sélénium rapportées dans les œufs d’oiseaux étaient typiquement inférieures 5 µg/g, alors que qu’elles étaient de plus de 40 µg/g dans des zones contaminées (Kesterson Reservoir). La mesure du sélénium dans les œufs est aussi avantageuse, car les œufs sont plus faciles à collecter que des oiseaux adultes, et la perte d’un œuf dans un nid a probablement moins d’effet sur une population. De plus, un échantillon d’œuf est représentatif de l’exposition intégrée des femelles adultes pendant des jours ou des semaines avant la ponte. 

Les oiseaux sont très sensibles à la toxicité du sélénium et les effets chroniques sensibles sont liés à des déficiences de reproduction, comme une fertilité moindre, une éclosion moindre et une fréquence accrue de malformations des embryons (Ohlendorf et al. 1986, Ohlendorf et Heinz 2011). L’exposition au sélénium peut causer de nombreuses malformations chez les embryons d’oiseaux, dont une hydrocéphalie, l’absence d’yeux, un bec tordu ou des membres déformés (EPA 2019). Les études sur la toxicité pour les oiseaux montrent que les seuils d’éclosion réduite sont habituellement inférieurs à ceux pour les effets tératogènes (Ohlendorf 2003). 

Des données sur la toxicité chronique étaient disponibles pour onze espèces d’oiseaux et parmi celles-ci le mallard (Anas platyrhynchos) était la plus sensible, alors que le carouge à épaulettes (Agelaius phoeniceus) était la moins sensible. L’éclosabilité était toujours le paramètre le plus sensible pour le mallard. Parmi les six études sur le mallard (Heinz et al. 1987, 1989, Heinz etd Hoffman 1996, 1998, Stanley et al. 1994, 1996), les données de trois études sur l’éclosabilité  (Heinz et al. 1987, 1989, Stanley et al. 1996) ont été utilisées par l’EPA pour calculer la recommandation pour les œufs d’oiseaux (tableau 3). La croissance, le poids et la production des canetons étaient tous également sensibles au succès de l’éclosion lors de l’étude de Stanley et al. (1996), et la sensibilité du nombre d’éclosions normales et du poids des oisillons étaient similaire à celle de l’éclosabilité lors de l’étude de Heinz et al. (1989).

L’EPA (2019) a utilisé les données sur la toxicité de trois études avec le mallard (tableau 3) pour calculer une CE10 de 11,2 µg/g ps pour les œufs d’oiseaux. Cette CE10 calculée est la recommandation pour le sélénium pour les œufs d’oiseaux, avec des limites de confiance à 95 % inférieure et supérieure de 7,4 et 15 µg/g ps. La CE10 pour le sélénium a été calculée en utilisant un modèle linéaire généralisé à quatre paramètres au lieu du programme d’analyse de la relation à la toxicité (EPA 2015), car ce programme n’était pas conçu pour être utilisé avec des données de plusieurs études regroupées (EPA 2019).

Tableau 3. Effet du sélénium alimentaire sur l’éclosabilité des œufs de mallard et concentrations de sélénium associées dans les œufs de mallard. Source : EPA 2019
Se alimentaire mg/kgaN
(canes
Éclosabilité des œufs % % d’éclosion par rapport aux témoinsHumidité %
Moisture
Se dans les œufs (mg/kg ps)Référence

Témoin

11

64,4

100

71

0,17

Heinz et al. 1987

10

5

34,6

54

71

15,9

Heinz et al. 1987

Témoin

32

57,3

100

70

0,60

Heinz et al. 1989

1

15

65,0

114

70

2,77

Heinz et al. 1989

2

15

59,6

104

70

5,33

Heinz et al. 1989

4

15

54,3

95

70

11,3

Heinz et al. 1989

8

15

42,3

74

70

36,7

Heinz et al. 1989

16

9

7,4

13

70

60,0

Heinz et al. 1989

Témoin

33

62

100

71

0,93

Stanley et al. 1996

3,5

29

61

98

71

12,1

Stanley et al. 1996

7

34

41

66

71

24,5

Stanley et al. 1996

la concentration de sélénium dans l’alimentation est présentée en tant que concentration nominale; l’alimentation des témoins contenait typiquement 0,4 mg Se/kg ps

Récentes recommandations basées sur l’eau faites par d’autres juridictions

Les recommandations pour la qualité de l’environnement basées sur les tissus décrites plus haut sont les plus sûres, la valeur n’étant pas reliée directement au site d’action toxique. Toutefois, les recommandations pour la qualité de l’eau sont généralement les paramètres les plus courants utilisés pour surveiller les conditions environnementales et la performance réglementaire. En partie, ceci peut être dû au fait que ce milieu est plus facile à échantillonner. En conséquence, bien qu’aucune CESE n’ait été développée dans le cadre de l’évaluation des risques (ECCC, SC 2017), nous présentons des recommandations pour la qualité de l’eau récemment développées en Amérique du Nord, qui peuvent être possiblement utilisées au Canada. 

En plus des recommandations basées sur les tissus du corps entier des poissons et sur les œufs-ovaires, le ministère de l’Environnement de la Colombie-Britannique (BCMOE 2014) a aussi développé des recommandations basées sur l’eau pour le sélénium. Ils ont comparé la recommandation pour la qualité de l’eau pour la protection de la vie aquatique du CCME (1987) (1 µg/L) aux seuils de toxicité et aux recommandations pour la qualité de l’eau publiés par d’autres juridictions. Ils ont conclu que la recommandation du CCME de 1 µg/L est probablement protectrice pour les environnements les plus sensibles et ont recommandé cette valeur comme concentration d’alerte. Les dépassements de la concentration d’alerte sur des sites sensibles peuvent aider à une détection hâtive de préoccupations potentielles, en augmentant les efforts de surveillance, et, dans le cadre d’une approche de gestion adaptative par étapes à initier des mesures de gestion proactives (BCMOE 2014). Le BCMOE (2014) a aussi proposé une recommandation de 2 µg/L pour la colonne d’eau pour la protection de la vie aquatique et évalué son applicabilité en comparant la valeur de la recommandation aux concentrations ambiantes de sélénium dans les eaux de surface en Colombie-Britannique, en Alberta et à travers le Canada. Collectivement, avec l’examen des données toxicologiques existantes, ces résultats viennent appuyer la recommandation pour la qualité de l’eau de la C.-B. de 2 µg/L, ou une valeur inférieure pour des environnements ou des espèces très sensibles. En se basant sur les besoins de la juridiction et les objectifs de la politique, les recommandations pour qualité de l’eau de la C.-B. peuvent être utilisées pour des sites canadiens. 

L’EPA (2016) a calculé des critères pour la colonne d’eau pour des eaux lentiques (1,5 µg/L) et des eaux lotiques (3,1 µg/L) en transformant la concentration dans les œufs-ovaires des poissons en une concentration équivalente de la colonne d’eau, en utilisant un modèle de bioaccumulation mécanistique de Presser and Luoma (2010). Ce modèle permet de quantifier la bioaccumulation dans les tissus de poissons en assumant qu’une bioaccumulation nette est un équilibre entre l’efficacité d’assimilation par la voie alimentaire, la vitesse d’ingestion, la vitesse d’absorption directe sous forme dissoute, la vitesse de perte et la vitesse de croissance. Étant donné que le potentiel de bioaccumulation du sélénium peut dépendre de plusieurs facteurs biogéochimiques spécifiques du site, le passage du critère pour les œufs-ovaires au critère pour la colonne d’eau peut être amélioré en calculant un critère spécifique du site au moyen de données sur le sélénium spécifiques du site et des renseignements sur la dynamique du réseau trophique. Pour son exercice de modélisation, l’EPA a calculé les concentrations de sélénium dans la colonne d’eau pour un grand nombre de sites étudiés (26 lentiques et 39 lotiques) pour des espèces de poisson. L’approche de modélisation de l’EPA peut être suivie pour calculer une recommandation pour l’eau spécifique du site quand l’utilisateur est en mesure d’obtenir les données spécifiques du site requises par le modèle. Comme pour l’EPA, la recommandation pour l’eau ne doit être utilisée que quand la recommandation pour les tissus du corps entier n’est pas disponible et que la recommandation pour les œufs-ovaires dépasse celles pour les tissus du corps entier et pour l’eau.

Les recommandations pour la qualité de l’eau spécifiques du site ont depuis longtemps été reconnues comme un mécanisme pour augmenter la précision et l’applicabilité des recommandations générales pour la qualité de l’eau (CCME 2003). De même, un certain nombre d’approches sont disponibles pour calculer des concentrations dans l’eau en utilisant des facteurs de transfert spécifiques du site. Des détails sur les concentrations de fond, la manière de recalculer, le rapport des effets de l’eau et les procédures pour les espèces résidantes sont donnés dans le document du CCME (2003).

Références

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Liste des acronymes et des abréviations

ATSDR

Agency for Toxic Substances and Disease Registry

CAS

Chemical Abstracts Service

CCME

Conseil canadien des ministres de l’environnement

CESE

concentration estimée sans effet

CEx

concentration avec effet sur x % de l’espèce testée

CMTA

concentration maximale de toxicant acceptable (moyenne géométrique de la CESE et de la CMEO)

DSE

distribution de la sensibilité des espèces

GC

Gouvernement du Canada

LCPE

Loi canadienne sur la protection de l’environnement

LDM

limite de détection de la méthode

PGPC

Plan de gestion des produits chimiques

ps

poids sec

REP

rapport d’évaluation préalable

RFQE

Recommandation fédérale pour la qualité de l’environnement

RFQEau

Recommandation fédérale pour la qualité de l’eau

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