Le strontium dans l’eau potable - Document technique pour consultation publique

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Organisation : Santé Canada

Date publiée : 2018-05-16

Document technique pour consultation publique

Préparé par le Comité fédéral-provincial-territorial sur l’eau potable

La période de consultation se termine le
20 juillet 2018

Le strontium dans l’eau potable
Document de consultation publique

Table des matières

Objet de la consultation
Partie I. Vue d’ensemble et application
1.0 Recommandation proposée
2.0 Sommaire
3.0 Application de la recommandation
- 3.1 Surveillance
  - 3.1.1 Réseau de distribution
Partie II. Science et considérations techniques
4.0 Propriétés, utilisation et sources dans l’environnement
- 4.1 Devenir dans l’environnement
5.0 Exposition
6.0 Méthodes d’analyse
7.0 Techniques de traitement et considérations liées aux réseaux de distribution
8.0 Cinétique et métabolisme
9.0 Effets sur la santé
10.0 Classification et évaluation
- 10.1 Évaluation des risques d’effets autres que le cancer
- 10.2 Considérations internationales
11.0 Justification
12.0 Bibliographie
Annexe A : Liste des acronymes
Annexe B : Répercussions prévues par province et territoire

Mai 2018

Le strontium dans l’eau potable

Objet de la consultation

Le Comité fédéral-provincial-territorial sur l’eau potable (CEP) a évalué l’information disponible sur le strontium dans le but d’établir une recommandation pour la qualité de l’eau potable. La présente consultation vise à solliciter des commentaires sur la recommandation proposée, la démarche suivie pour l’élaborer et les coûts possibles de sa mise en œuvre, ainsi que pour déterminer la disponibilité d’autres données d’exposition.

Une concentration maximale acceptable de 7,0 mg/L est proposée pour le strontium dans l’eau potable, fondée sur les effets osseux chez les rats et en s’appuyant sur les études et approches scientifiques présentement disponibles. Ce document technique renferme des renseignements relatifs à l’exposition ainsi que des méthodes d’analyse et des techniques de traitement qui pourraient être efficaces pour l’enlèvement du strontium aux échelles municipale et résidentielle.

Le CEP a demandé que le document soit rendu public aux fins de consultation. Les commentaires, avec justification pertinente le cas échéant, sont les bienvenus. Ils peuvent être envoyés au Secrétariat du CEP par courrier électronique (HC.water-eau.SC@canada.ca) ou au besoin par la poste au Secrétariat du CEP, Bureau de la qualité de l’eau et de l’air, Santé Canada, 3e étage, 269, avenue Laurier Ouest, IA 4903D, Ottawa (Ontario) K1A 0K9. Les commentaires doivent nous parvenir avant le 20 juillet 2018.

Les commentaires reçus dans le cadre de la consultation seront transmis, avec le nom et l’affiliation de leurs auteurs, aux membres concernés du CEP. Les personnes qui ne veulent pas que leur nom et leur affiliation soient communiqués aux membres du CEP doivent joindre à leurs commentaires une déclaration à cet égard.

Il est à noter que le présent document technique sur le strontium dans l’eau potable sera révisé après l’analyse des commentaires reçus. Ce document devrait donc être considéré strictement comme une ébauche pour commentaires.

Mai 2018

Le strontium

Partie I. Vue d’ensemble et application

1.0 Recommandation proposée

Une concentration maximale acceptable (CMA) de 7,0 mg/L est proposée pour le strontium total dans l’eau potable.

2.0 Sommaire

Le strontium est largement répandu dans la nature et a été détecté dans de nombreux minéraux différents. Il peut être présent dans l’eau que l’on trouve dans la nature; il peut provenir de sources naturelles (météorisation des sols et des roches) ou du fait de l’activité humaine. Bien qu’il ne soit pas activement exploité au Canada, le strontium peut être libéré dans l’environnement comme sous-produit d’autres opérations minières ou en raison de son utilisation par de nombreuses industries. Le strontium est utilisé dans les applications électriques et la peinture, il sert à retirer le plomb de solutions électrolytiques de zinc, il est employé dans des pièces pyrotechniques et du matériel de signalisation, et il sert également à la fabrication de divers autres produits (verre, aimants permanents en céramique et glaçure, alliages d’aluminium, etc.). Les sels de strontium sont utilisés au Canada en raison de leurs effets bénéfiques sur la santé, soit comme produits de santé naturels (homologués principalement pour favoriser la santé des os), ou dans le cadre du traitement contre le cancer. Les formes radioactives de strontium sont utilisées à des fins médicales, comme pour l’imagerie osseuse. Le strontium est naturellement présent dans l’environnement sous forme d’un mélange de quatre radio-isotopes, lesquels sont considérés stables et faiblement radioactifs. Le présent document met uniquement l’accent sur les propriétés chimiques du strontium.

Ce document technique passe en revue et évalue tous les risques connus pour la santé qui sont associés à la présence de strontium dans l’eau potable. Il évalue les nouvelles études et approches et tient compte des techniques de traitement appropriées disponibles. D’après cet examen, la recommandation proposée pour le strontium dans l’eau potable est une concentration maximale acceptable de 7,0 mg/L.

À sa réunion du printemps 2017, le Comité fédéral-provincial-territorial sur l’eau potable a examiné le document technique sur le strontium dans l’eau potable et en a approuvé sa publication aux fins de consultation publique.

2.1 Effets sur la santé

Bien que seules quelques études menées sur des humains aient fait état d’un effet nocif sur les os, de nombreuses études animales ont observé des effets nocifs sur les os à la suite de l’ingestion de fortes doses de strontium. Étant donné que c’est durant la première année de vie que la sensibilité aux effets nocifs sur les os est la plus élevée, les nourrissons sont considérés comme la sous-population sensible à la toxicité du strontium. Par conséquent, la CMA proposée de 7,0 mg/L a été établie en fonction d’études sur les effets osseux chez les jeunes rats.

2.2 Exposition

Les Canadiens sont principalement exposés au strontium dans les aliments et l’eau potable. La concentration de strontium dans les produits alimentaires au Canada varie selon les municipalités et les années, et dépend de l’aliment en question et des conditions du sol. Les niveaux de strontium dans l’eau potable au Canada peuvent varier grandement selon les formations géologiques et les activités anthropiques à proximité de l’eau non traitée, l’eau souterraine présentant généralement des niveaux plus élevés que l’eau de surface. On ne s’attend pas à ce que l’apport en strontium présent dans l’eau potable se fasse par contact cutané ou par inhalation.

2.3 Analyse et traitement

Il existe plusieurs méthodes d’analyse permettant de mesurer le strontium total présent dans l’eau potable à des niveaux bien inférieurs à la CMA proposée. Le strontium total inclut sa forme dissoute et sa forme particulaire dans un échantillon d’eau. Par conséquent, si les deux formes sont mesurées séparément, il faut additionner les deux concentrations avant de procéder à la comparaison avec la CMA.

La précipitation chimique et l’échange d’ions constituent les deux meilleures techniques pour l’enlèvement du strontium naturellement présent dans l’eau potable. Le traitement conventionnel n’est pas efficace pour éliminer le strontium. À l’échelle municipale, les techniques disponibles pour le traitement du strontium total comprennent la précipitation chimique, l’échange d’ions et l’osmose inverse. Parmi les autres stratégies pour réduire l’exposition au strontium, il y a le fait de se relier à une nouvelle source d’eau, de mélanger l’eau et de se raccorder à un autre système d’approvisionnement en eau.

À l’échelle résidentielle, les dispositifs de traitement utilisant les techniques d’échange d’ions ou d’osmose inverse serait efficaces pour enlever le strontium de l’eau potable, bien qu’aucun de ces dispositifs de traitement n’est présentement certifié à cette fin. Il est important de noter que les systèmes d’osmose inverse doivent être installés uniquement au point d’utilisation, étant donné que l’eau traitée pourrait être corrosive pour les composants de plomberie interne.

3.0 Application de la recommandation

Remarque : Des conseils spécifiques concernant l’application des recommandations pour l’eau potable devraient être obtenus auprès de l’autorité appropriée en matière d’eau potable dans le secteur de compétence concerné.

En ce qui concerne les systèmes d’approvisionnement en eau potable qui connaissent à l’occasion de courts épisodes de dépassement des niveaux de strontium au-delà de la valeur de la recommandation, il est suggéré d’élaborer un plan et de le mettre en œuvre pour remédier à ces situations. Quant aux longs épisodes de dépassement plus importants qui ne peuvent pas être résolus grâce au traitement, il est suggéré d’envisager d’autres sources d’eau potable.

3.1 Surveillance

Le strontium se trouve dans les eaux de surface et souterraines présentant des dépôts calcaires riches en célestine. Il faudrait caractériser les sources d’eau pour déterminer s’il y a présence de strontium. En ce qui concerne les eaux de surface, il peut y avoir des concentrations élevées de strontium dans les secteurs présentant de faibles précipitations et des taux d’évaporation élevés. Ces conditions peuvent mener à une présence accrue de matières dissoutes dans les cours d’eau, et donc se traduire par proportionnellement plus de strontium dans ces eaux de surface à salinité élevée. Bien que la concentration de strontium dans les eaux souterraines soit moins susceptible de fluctuer, des variations ont été observées entre des puits de zones humides et de zones sèches. Si la concentration de strontium dans une source d’eau avoisine la CMA et/ou qu’il est prévu ou connu que la concentration varie avec le temps (si des activités anthropiques sont instaurées par exemple), une surveillance de la source devrait être faite chaque année. Les autorités peuvent envisager de réduire la surveillance s’il est démontré que la concentration de strontium dans la source d’eau est inférieure à 7,0 mg/L et/ou si un traitement approprié est en place.

Les services publics qui exercent des mesures de contrôle pour gérer la présence de strontium dans les sources d’eau utilisées aux fins de consommation devraient évaluer la qualité de l’eau des nouvelles sources afin de s’assurer que cela ne gêne pas les procédés de traitement existants, ne se répercute pas sur le réseau de distribution et ne crée pas d’autres enjeux liés à la qualité de l’eau.

Les services publics qui traitent leur eau pour éliminer le strontium doivent exercer une surveillance régulière de l’eau traitée afin d’effectuer les rajustements de procédés nécessaires, et de s’assurer que les procédés de traitement continuent d’être efficaces pour maintenir les concentrations de strontium sous la CMA. Une surveillance du pH de l’eau dans le contexte de l’exploitation doit être assurée par les services publics qui ont recours à l’adoucissement à la chaux et au carbonate de sodium. Étant donné que le calcium joue un rôle important et nécessaire dans l’enlèvement du strontium, une concentration suffisante de calcium est requise pour assurer une élimination optimale du strontium. Les services publics qui utilisent des résines échangeuses de cations fortement acides sous forme de sodium doivent être conscients que ce procédé pourrait introduire des quantités indésirables de sodium dans l’eau traitée.

Lorsqu’un système de traitement est en place pour l’enlèvement du strontium, il est recommandé de mener une surveillance de conformité, à tout le moins chaque année, afin de confirmer que la CMA n’est pas dépassée. Les échantillons devraient être prélevés après le traitement mais avant la distribution (généralement au point d’entrée du réseau de distribution).

3.1.1 Réseau de distribution

Comme toute substance inorganique, le strontium peut s’accumuler dans les réseaux de distribution et être libéré par la suite. Par conséquent, il faut aussi exercer une surveillance tout le long des réseaux de distribution où la présence de strontium a été ou est habituellement observée dans l’eau non traitée. Étant donné que la stabilité des métaux accumulés dans les tuyaux des réseaux de distribution est imprévisible, il est difficile d’établir un programme de surveillance du strontium dans les réseaux de distribution. Les facteurs qui influencent l’accumulation (produits de corrosion du fer, dépôts de manganèse, incrustations de carbonate de calcium, etc.) et la mobilisation du strontium, comme des changements dans la chimie de l’eau et des perturbations physiques/hydrauliques dans le réseau de distribution, pourraient servir d’indicateurs de la fréquence de surveillance des rejets de strontium, ainsi que des endroits où exercer une telle surveillance. Lorsque la qualité de l’eau change ou que des perturbations physiques se produisent dans le réseau, le rejet de strontium et d’autres contaminants peut être indiqué par un changement de couleur de l’eau ou une augmentation de la turbidité résultant de la libération de dépôts ou d’incrustations présents sur les parois des tuyaux. Lorsque cela se produit, il faut exercer une surveillance à l’égard du strontium et d’autres constituants. La fréquence et le lieu des sites de surveillance du strontium dans le réseau de distribution doivent tenir compte de l’accumulation propre au site et des facteurs de risques de rejet. Cependant, même si l’eau ne change pas de couleur, il ne faut pas l’interpréter comme une absence de rejet de métaux. La surveillance du strontium doit être menée de concert avec celle d’autres métaux qui peuvent se retrouver ensemble dans le réseau de distribution (fer, manganèse, arsenic, plomb, etc.).

3.1.2 Puits privés

Les propriétaires qui possèdent des puits privés sont encouragés à faire vérifier la présence de strontium dans leur eau, afin de s’assurer que la concentration dans leur source d’approvisionnement est inférieure à la CMA. De plus, les propriétaires de puits privés qui utilisent des dispositifs de traitement résidentiel doivent régulièrement faire vérifier l’eau qui entre dans le dispositif ainsi que l’eau traitée pour s’assurer de l’efficacité du dispositif. Les propriétaires qui utilisent des adoucisseurs à échange d’ions doivent être conscients qu’un tel système de traitement peut introduire des quantités indésirables de sodium dans l’eau traitée.

Partie II. Science et considérations techniques

4.0 Propriétés, utilisation et sources dans l’environnement

Le strontium élémentaire (numéro de registre du Chemical Abstracts Service [CAS] : 7440-24-6) a un poids moléculaire de 87,62 g/mol. Il se situe entre le calcium et le baryum dans le groupe des métaux alcalino-terreux. Le strontium (Sr) se trouve uniquement à un état de valence de +2 dans l’environnement (OMS, 2010; ANSES, 2013). Parmi les nombreux isotopes de strontium qui peuvent exister, on en trouve seulement quatre (⁸⁴Sr, ⁸⁶Sr, ⁸⁷Sr, ⁸⁸Sr) à l’état naturel; tous sont considérés comme stables et faiblement radioactifs (MacMillan et coll., 2000). Les isotopes radioactifs de strontium, en particulier ⁸⁹Sr et ⁹⁰Sr, se forment lors de la fission nucléaire dans les réacteurs (ATSDR, 2004). Le strontium est présent naturellement dans la croûte terrestre dans une concentration de 0,04 % (au 15^e rang des éléments les plus abondants), et dans l’eau de mer dans une concentration de 0,00008 % (8 ppm) (MacMillan et coll., 2000). Il réagit facilement au contact de l’eau et de l’oxygène, et se retrouve généralement sous forme de carbonate de strontium (SrCO₃) et de sulfate de strontium (SrSO₄) dans les minéraux, mais peut aussi être présent dans d’autres composants comme le phosphate de strontium [Sr₃(PO₄)₂] et en association avec des formations de roches sédimentaires (Skoryna, 1981; ANSES, 2013). Il est présent dans l’eau en tant que cation hydraté, et peut créer des complexes avec des carbonates et des silicates selon la minéralisation de l’eau (Malina, 2004; OMS, 2010). Le strontium a un point d’ébullition de 375 °C, un point de fusion de 122 °C et une pression de vapeur de 0,0005 Pa (basse) (U.S. EPA, 1996). La solubilité des sels de strontium varie. Le nitrate de strontium (Sr(NO₃)₂, 538–790 g/L à 18 °C), le chlorure de strontium (SrCl₂, 345–538 g/L à 20 °C), et le SrSO₄ (0,14 g/L à 30 ºC) sont modérément solubles dans l’eau, alors que le SrCO₃ (0,01 mg/L à 25 °C) est faiblement soluble (MacMillan et coll., 2000; ATSDR, 2004). Il n’existe pas de données relatives à la constante de la loi de Henry.

Les espèces géochimiques de strontium les plus importantes sur le plan économique sont le SrSO₄ (célestine ou célestite) et le SrCO₃ (strontianite) (MacMillan et coll., 2000; Ober, 2006). Le SrSO₄ est la principale source géochimique de strontium; elle est convertie en d’autres formes à des fins commerciales, surtout le SrCO₃ et le (Sr(NO₃)₂ (Fowler, 1991). Le SrCO₃ est utilisé dans les procédés de fabrication d’aimants permanents en céramique et de glaçure, en remplacement du plomb (Fowler, 1991; ATSDR, 2004; Ober, 2014). Il sert également à accroître la résistance et la dureté du verre, à améliorer des propriétés optiques, et à absorber les radiations (Ober, 2006). On l’emploie pour enlever le plomb des solutions électrolytiques au zinc et pour fabriquer des alliages d’aluminium utilisés dans les industries de l’aérospatiale et de l’automobile. Son utilisation répandue pour les applications électriques et la peinture s’explique par ses propriétés physiques, qui permettent la conduction à température élevée, offrent une résistance à la corrosion, et permettent une démagnétisation (Ober, 2006). Le nitrate de strontium et, dans une moindre mesure, le sulfate de strontium, le chlorure de strontium et l’oxalate de strontium servent principalement à fabriquer des pièces pyrotechniques et des dispositifs de signalisation qui produisent une vive couleur rouge. Le chromate de strontium est utilisé comme pigment de peinture. Les formes radioactives de strontium sont utilisées dans le cas d’applications médicales comme l’imagerie osseuse (ATSDR, 2004).

Certains sels de strontium sont classés comme des produits de santé naturels en vertu de l’article 7 de l’Annexe 1 (minéral) du Règlement sur les produits de santé naturels (Gouvernement du Canada, 2003). Le citrate, le lactate et le gluconate de strontium, souvent en combinaison avec d’autres ingrédients, sont les sels principalement utilisés dans les produits de santé naturels pour favoriser la santé des os. Ils sont également utilisés dans le dentifrice pour soulager la sensibilité dentaire.

Le ranélate de strontium (SrR) est un médicament d’ordonnance commercialisé en Europe pour le traitement de l’ostéoporose. Il se dissocie en deux atomes stables de Sr²⁺ et en une molécule d’acide ranélique dans le tractus gastro-intestinal. Son effet pharmacologique d’augmenter la densité minérale osseuse est attribué à la fraction du strontium (EMA, 2012, 2013; Yamaguchi et Weitzmann, 2012; Santé Canada, 2015a). L’acide ranélique est très peu absorbé et essentiellement excrété. La base de données sur les produits pharmaceutiques de Santé Canada n’identifie actuellement aucun produit contenant du strontium comme ingrédient actif pour le traitement de l’ostéoporose.

Bien que l’utilisation du SrR ait été approuvée pour le traitement de l’ostéoporose chez les personnes âgées dans l’ensemble des pays de l’Union européenne en 2004, elle a par la suite été restreinte. L’Agence européenne des médicaments (EMA, 2014) considérait que le rapport avantages/risques était favorable à l’emploi du SrR. L’agence a cependant recommandé que son utilisation soit limitée aux patients ne pouvant recourir à aucune autre option et à ceux sans antécédents de problèmes cardiaques ou circulatoires, et de cesser le traitement en cas d’éruption cutanée, en raison des effets nocifs possibles. Conséquemment, le SrR peut être prescrit en Europe uniquement dans des cas sévères où les patients sont supervisés par un médecin. Santé Canada a adopté une approche préventive en recommandant l’ajout d’avertissements sur les étiquettes des produits contenant entre 4 et 682 mg de strontium à l’intention des personnes atteintes, ou qui sont à haut risque d’être atteintes, de maladies cardiaques, de problèmes circulatoires ou de caillots sanguins. Il est également conseillé aux utilisateurs de consulter un professionnel de la santé avant d’utiliser le produit pendant plus de 6 mois (Santé Canada, 2015b). Le groupement ranélate polaire du SrR est faiblement absorbé et non métabolisé, et il est rapidement excrété; ainsi, le strontium lui-même est considéré comme responsable des effets bénéfiques sur les os observés lors d’essais cliniques (Laboratoires Servier, 2016). Il n’est pas certain que le mécanisme de toxicité du SrR soit complètement indépendant du groupement de l’acide ranélique. En outre, une seule dose élevée de SrR peut ne pas représenter une exposition environnementale à différents composés de Sr dans l’eau potable.

Certains sels de strontium (iodure, carbonate) sont utilisés dans le cadre du traitement contre le cancer au Canada. Seul le strontium-89 radiopharmaceutique est approuvé au Canada pour un usage intraveineux dans le cadre du traitement contre le cancer (Société canadienne du cancer, 2017).

D’importants dépôts de strontium ont été découverts en Nouvelle-Écosse, en grande partie sous forme de SrSO₄ dans des roches sédimentaires du comté de Cap-Breton. Cependant, le minerai est de faible qualité, et la seule mine a commencé ses activités en 1971 pour fermer ses portes en 1976 (Fowler, 1991; Ober, 2006; Environnement Canada, 2012; Marshall, 2013).

Seules les formes non radiologiques du strontium seront évaluées dans le présent document, compte tenu qu’il existe déjà une recommandation à l’égard des éléments radioactifs (Santé Canada, 2009). Le chromate de strontium ne sera pas évalué, étant donné que le chromate est considéré comme responsable des effets toxiques.

4.1 Devenir dans l’environnement

Le strontium sous forme ionique (Sr²⁺) représente la fraction échangeable soluble dans l’eau (labile dans le sol) (Lee, 2008; Heuel-Fabianek, 2014). Il pénètre principalement dans l’eau par lessivage à partir du calcaire, est présent dans les roches ignées et métamorphiques, notamment dans les granites et les roches sédimentaires, sous forme de Sr²⁺ hydraté, et peut descendre dans les eaux souterraines (Malina, 2004). Bien qu’il ne soit pas activement exploité au Canada, le strontium peut être libéré dans l’environnement comme sous-produit d’autres opérations minières, comme dans le cas de l’extraction de diamants au Yukon (De Beers Canada, 2013). Les dépôts atmosphériques attribuables à la combustion du charbon et les engrais phosphatés peuvent également contribuer dans une moindre mesure (OMS, 2010; De Beers Canada, 2013). La mobilité du strontium dans le sol est modérée et dépend de la capacité d’échange cationique du sol, de la teneur en ions de l’eau en circulation et du pH (Kaplan et Kellum, 2010). Les sols dont la teneur en ions de calcium échangeable est faible (faible capacité d’échange cationique) ou qui sont pauvres en humus favorisent la mobilité du strontium (faible coefficient de partage sol-eau, K_d), étant donné que le Sr²⁺ précipite lorsqu’il réagit avec de la matière organique (ATSDR, 2004; Heuel-Fabianek, 2014). Une petite partie adhère aux particules de métal et d’argile du sol. En fait, dans les sols légèrement acides à basiques, le strontium formera en majorité des composés insolubles (SrSO₄ lorsque le pH se situe entre 4 et 8; SrCO₃ lorsque le pH est supérieur à 8). L’eau en circulation riche en minéraux augmente également la mobilité du strontium. La majeure partie du strontium présent dans l’eau existe sous forme d’ions hydratés et peut réagir avec différents éléments, comme l’azote (N₂), le fluore (F₂) et le souffre (S) (Skoryna, 1981).

Le strontium se retrouve souvent dans les minéraux du calcium; cependant, il n’existe généralement pas de corrélation directe entre les concentrations des deux éléments. Un rapport récent n’a démontré aucune corrélation entre les niveaux de strontium et de calcium dans les eaux souterraines de l’Indiana aux États-Unis (n = 1 832) (Najm, 2016); 95 % des échantillons d’eau affichaient un rapport strontium:calcium inférieur à 0,1 (mg/mg). On a observé dans des cours d’eau aux États-Unis des rapports strontium/calcium (atomes de strontium par 1 000 atomes de calcium) se situant entre 0,4 et 16. Des rapports strontium:calcium plus élevés sont observés lorsque l’eau circule dans des dépôts de SrSO₄ou de SrCO₃, alors que des rapports inférieurs sont relevés dans l’eau circulant dans des roches sédimentaires et basaltiques (Skougstad et Horr, 1963).

5.0 Exposition

Les aliments et l’eau représentent les sources principales d’exposition au strontium, mais leur apport est extrêmement variable, et les eaux souterraines présentent habituellement des niveaux supérieurs à ceux des eaux de surface. Concernant l’eau potable canadienne, sa teneur en strontium peut varier considérablement selon les formations géologiques et les activités anthropiques à proximité de la source d’eau. L’attribution d’une contribution de 50 % à l’eau potable en tant que source semble appropriée, étant donné que seules deux sources principales d’exposition ont été recensées (Krishnan et Carrier, 2013) et que les données relatives à ces sources appuient le choix du facteur d’attribution.

5.1 Eau

Environnement et Changement climatique Canada (2017) a recueilli des données sur la qualité de l’eau douce dans plus de 200 sites d’échantillonnage fédéraux et fédéraux-provinciaux à divers endroits et à diverses fréquences dans l’ensemble des écosystèmes aquatiques du Canada entre 2000 et 2016. Sur 18 821 échantillons, 5 se situaient sous la limite de détection (LD) de 0,005–4,0 µg/L (< 0,1 %); la moyenne était de 154,2 µg/L, la médiane, de 114 µg/L, et le 75^e percentile, de 192 µg/L; 3 % des échantillons atteignaient plus de 500 µg/L et le maximum était de 2 900 µg/L.

Les concentrations de strontium dans l’eau potable ont été mesurées dans divers endroits au Canada dans le cadre de l’Étude nationale sur les sous-produits de désinfection et certains contaminants émergents dans l’eau potable au Canada (n = 124; 41 échantillons provenaient de lacs, 48 de rivières et 35 de puits) (Santé Canada, 2015c). Dans l’eau brute, le niveau moyen était de 185 µg/L, la médiane, de 115 µg/L, et le 75^e percentile, de 250 µg/L; 11 mesures se situaient au-dessus de 500 µg/L et le maximum était de 1 600 µg/L. Dans l’eau traitée, le niveau moyen était de 185 µg/L, la médiane, de 130 µg/L, et le 75^e percentile, de 235 µg/L; 13 mesures se situaient au-dessus de 500 µg/L et le maximum était de 1 500 µg/L. L’eau potable provenant d’un lac présentait les niveaux les plus bas (valeur médiane de 43 µg/L), suivie de celle provenant d’une rivière (valeur médiane de 150 µg/L) et d’un puits (valeur médiane de 210 µg/L).

L’Étude canadienne sur l’alimentation totale (EAT) est une initiative de Santé Canada qui mesure les concentrations de différentes substances chimiques dans les aliments et qui utilise les données recueillies pour estimer les apports alimentaires de différents groupes d’âge-sexe de la population canadienne (Santé Canada, 2007a). Les concentrations de strontium ont été mesurées dans l’eau du robinet de six municipalités entre 2001 et 2007. À St. John’s, la concentration moyenne était de 10 µg/L; à Halifax, de 12 µg/L; à Montréal, de 150 µg/L; à Toronto, de 138 µg/L; à Winnipeg, de 36 µg/L; et à Vancouver, de 5-7 µg/L.

À Terre-Neuve-et-Labrador, les niveaux de strontium ont été mesurés dans l’eau brute et l’eau traitée des systèmes publics d’eau potable entre 2010 et 2015 (Newfoundland and Labrador Department of Environment and Conservation, 2015). Pour les 1 184 échantillons d’eau brute analysés, la moyenne était de 82 µg/L, la médiane, de 14 µg/L et le 75^e percentile, de 59 µg/L; le niveau maximum détecté était de 2 990 µg/L; 204 échantillons (17 % d’entre eux) affichaient une concentration de strontium supérieure à 100 µg/L. Au total, 4 968 échantillons d’eau traitée ont été analysés; la moyenne était de 116 µg/L, la médiane, de 19 µg/L, le 75^e percentile, de 91 µg/L et le maximum, de 6 320 µg/L; 1 149 échantillons (23 %) affichaient une concentration de strontium supérieure à 100 µg/L.

La Nouvelle-Écosse a fait rapport des échantillons municipaux prélevés dans 90 installations entre 1999 et 2014 (Nova Scotia Environment, 2016). Les échantillons d’eau brute (n = 191) présentaient une valeur moyenne de 98 µg/L, une valeur médiane de 17 µg/L et un 75^e percentile de 53 µg/L; 36 échantillons (19 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et le maximum était de 2 200 µg/L. Les échantillons d’eau traitée (n = 483) présentaient une moyenne de 55 µg/L, une médiane de 19 µg/L et un 75^e percentile de 29 µg/L; 58 échantillons (12 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et le maximum était de 690 µg/L. Un total de 28 échantillons affichaient une concentration égale ou inférieure à la LD de 2-5 µg/L.

Au Nouveau-Brunswick pour 2008-2016, les échantillons d’eau brute (n = 442) présentaient une moyenne de 297 µg/L, une médiane de 185 µg/L et un 75^e percentile de 281 µg/L; 350 échantillons (79 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L, et le maximum se situait à 3 500 µg/L (Ministère de la Santé du Nouveau-Brunswick, 2016). Les échantillons d’eau traitée distribuée (n = 523) présentaient une moyenne de 187 µg/L, une médiane de 82 µg/L et un 75^e percentile de 189 µg/L; 248 échantillons affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L (47 %) et le maximum se situait à 2 600 µg/L.

Un programme de surveillance des eaux souterraines au Québec a fait rapport des analyses de la présence de strontium dans les eaux souterraines dans des régions de partout dans la province entre 1941 et 2012 (Ministère du Développement durable, de l’Environnement et de la Lutte contre les changements climatiques, 2016). Une valeur moyenne de 857 µg/L, une médiane de 210 µg/L, un 75^e percentile de 580 µg/L et un maximum de 47 000 µg/L ont été signalés; 10,5 % des échantillons affichaient une concentration supérieure à 1 500 µg/L et 4 % d’entre eux dépassaient les 4 000 µg/L (n = 1 261 pour les puits, DL = 2 µg/L) (Brisson, 2014). De plus, le Programme de surveillance de la qualité de l’eau potable a fait état de 3 mesures supérieures à 1 500 µg/L et d’une mesure supérieure à 4 000 µg/L (DL = 0,2 µg/L) parmi les échantillons d’eau souterraine traitée prélevés dans 50 installations entre 2012 et 2014.

Le projet Géochimie des eaux souterraines ambiantes caractérise l’état chimique des eaux souterraines du sud de l’Ontario (une région de 96 000 km²); environ 2 300 échantillons ont été prélevés dans le cadre de ce projet entre 2007 et 2014 (Hamilton, 2015). Au total, 31 échantillons sur 2 287 affichaient une concentration inférieure à la limite de détection de 0,1 µg/L (1,3 %), la moyenne était de 3 528 µg/L, la médiane, de 625 µg/L et le 75^e percentile, de 2 436 µg/L; 11,2 % des échantillons affichaient une concentration supérieure à 10 000 µg/L et le maximum était de 87 832 µg/L. Il existait une faible corrélation (0,27) entre les concentrations de calcium et de strontium dans l’eau brute.

Au Manitoba, les échantillons d’eau souterraine brute (n = 736) présentaient une moyenne de 454 µg/L, une médiane de 454 µg/L et un 75^e percentile de 551 µg/L; 664 échantillons affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L (90 %) et le maximum était de 7 750 µg/L pour 2009-2016 (Conservation et Gestion des ressources hydriques du Manitoba, 2016). Les échantillons d’eau souterraine traitée (n = 976) présentaient une moyenne de 346 µg/L, une médiane de 275 µg/L et un 75^e percentile de 462 µg/L; 746 échantillons affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L (76 %) et le maximum était de 7 940 µg/L. Les échantillons d’eau de surface brute (n = 466) présentaient une moyenne de 124 µg/L, une médiane de 44 µg/L et un 75^e percentile de 214 µg/L; 170 échantillons affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L (37 %) et le maximum était de 1 010 µg/L. Les échantillons d’eau de surface traitée (n = 499) présentaient une moyenne de 84 µg/L, une médiane de 42 µg/L et un 75^e percentile de 124 µg/L; 155 échantillons affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L (31 %) et le maximum était de 653 µg/L. Au total, 24 échantillons affichaient une concentration égale ou inférieure à 1 µg/L.

En Saskatchewan, l’eau souterraine présentait une moyenne de 570 µg/L, une médiane de 630 µg/L, un 75^e percentile de 730 µg/L et un maximum de 2 100 µg/L (n = 67); quant à l’eau de surface, elle présentait une moyenne de 310 µg/L, une médiane de 250 µg/L, un 75^e percentile de 290 µg/L et un maximum de 1 000 µg/L (n = 156) (Water Security Agency [Saskatchewan], 2015). Globalement, 212 échantillons (95 %) affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et dans le cas de 7 échantillons, la concentration était égale ou inférieure à 1 µg/L.

En Alberta, les niveaux de strontium ont été mesurés dans les systèmes d’approvisionnement en eau potable traitée entre 1999 et 2015 (Alberta Environment and Sustainable Resource Development, 2016). La concentration moyenne de strontium dissous (eau filtrée, aucune particule < 0,45 µm) était de 372 µg/L; dans le cas de tous les échantillons, la concentration était supérieure à 100 µg/L et le maximum était de 482 µg/L (n = 6). Le strontium extractible présentait une moyenne de 308 µg/L, une médiane de 257 µg/L et un 75^e percentile de 385 µg/L; 919 échantillons affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L (88 %) et le maximum était de 2 820 µg/L (n = 1 042). Le strontium total présentait une moyenne de 276 µg/L, une médiane de 234 µg/L et un 75^e percentile de 315 µg/L; 202 échantillons affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L (94 %) et le maximum était de 1 170 µg/L (n = 214).

5.2 Aliments

Les apports alimentaires moyens de strontium ont été estimés entre 1993 et 2007 pour les Canadiens de tous les groupes d’âge dans 7 municipalités (St. John’s, Halifax, Montréal, Ottawa, Toronto, Winnipeg et Vancouver) dans le cadre de l’EAT (Santé Canada, 2007b). Les estimations moyennes par catégorie d’âge (µg/kg poids corporel [p.c.] par jour) étaient les suivantes : de 75,5 à 83,9 pour les 0 à 6 mois, de 64,9 à 69,6 pour les 6 mois à 4 ans, 44,7 pour les 5 à 11 ans, 28,4 pour les 12 à 19 ans, et de 19,1 à 26,7 pour les 20 ans et plus (tableau 1). L’exposition au strontium par voie alimentaire peut être estimée entre 1 337 et 1 869 µg par jour chez les Canadiens adultes (19,1-26,7 µg/kg p.c. par jour), selon cette étude.

Les concentrations de strontium dans les aliments varient selon les pays et les régions et dépendent de l’aliment lui-même et des conditions du sol (Chang et coll., 2015). Selon l’EAT menée de 1993 à 2012, les concentrations de strontium observées dans des aliments courants variaient d’une année à l’autre et d’une ville à l’autre au Canada (Santé Canada, 2007b). Par exemple, les niveaux de strontium variaient de 40 à 500 µg/kg dans le jus de pomme, de 200 à 11 000 µg/kg dans le fromage, de 100 à 1 800 µg/kg dans les œufs, de 100 à 2 500 µg/kg dans les tomates, de 200 à 800 µg/kg dans le lait entier et de 50 à 678 µg/kg dans le thé, et atteignaient jusqu’à 100 000 µg/kg dans les herbes et les épices.

L’Étude mère-enfant sur les composés chimiques de l’environnement (MIREC) a recueilli des données de biosurveillance auprès de nourrissons et de leurs mères dans 10 villes canadiennes de 2008 à 2011 (Arbuckle et coll., 2013). Les échantillons de lait maternel (n = 845) présentaient une moyenne de 41 µg/L, une médiane de 37 µg/L, un 75^e percentile de 48 µg/L et un 90^e percentile de 62 µg/L; 11 échantillons affichaient une concentration supérieure à 100 µg/L et le maximum était de 282 µg/L (Dabeka et coll., 2016). Les concentrations de strontium dans du lait maternisé reconstitué (avec notamment de l’eau du robinet) qui ont été mesurées lors de l’EAT entre 1993 et 2007 variaient de 247 à 844 µg/kg (Santé Canada, 2007a). Les valeurs de concentration de strontium dans le lait maternisé seul (si on soustrait la contribution de l’eau du robinet) servent à calculer l’apport quotidien provenant des aliments pour les nourrissons de 0 à 6 mois nourris au lait maternisé dans le tableau 1.

5.3 Air

Le Réseau national de surveillance de la pollution de l’air (RNSPA) du Canada collecte des données sur plus de 300 polluants de l’air ambiant partout au Canada (Environnement Canada, 2014). Des données ont été signalées sur la concentration de strontium dans des particules fines (MP2,5) et grossières (MP10). En ce qui concerne les particules fines, 100 échantillons sur 453 affichaient une concentration supérieure à la limite de détection de 0,28 ng/m³ (22,1 %); la moyenne était de 0,61 ng/m³, la médiane, de 0,39 ng/m³ et le 75^e percentile, de 0,63 ng/m³; 4 échantillons présentaient une concentration supérieure à 5 ng/m³ et le maximum était de 15,7 ng/m³. En ce qui concerne les particules grossières, seuls 21 des 1 924 échantillons affichaient des niveaux supérieurs à la limite de détection de 5 ng/m³ (1,1 %), et le maximum était de 17 ng/m³.

5.4 Produits de consommation

Tel qu’il est expliqué à la section 4.0, les composés de strontium font partie de différents produits médicinaux offerts au Canada, et peuvent être consommés par voie orale en tant que produits naturels à une dose pouvant atteindre 680 mg par jour (Santé Canada, 2015b). En ce qui concerne les individus atteints ou présentant un risque élevé d’être atteints de maladies cardiaques, de problèmes circulatoires ou de caillots sanguins, des avertissements indiquant de consulter un professionnel de la santé en cas d’une utilisation de plus de 6 mois sont inclus sur les étiquettes des produits renfermant entre 4 et 682 mg de strontium (Santé Canada, 2015b). Cependant, aucune estimation de l’exposition des Canadiens à ces produits n’a été recensée. Le strontium entre également dans la fabrication de produits comme les vitraux et les composants électriques, mais l’exposition et l’absorption associées à ces produits sont considérées comme minimales, étant donné les propriétés physicochimiques de ces derniers.

5.5 Sol

Les niveaux de strontium variaient de 20 à 605 mg/kg dans 162 échantillons de sol (moyenne de 207 ppm) prélevés au Canada (Agriculture Canada, 1979). Ces résultats sont similaires à d’autres concentrations moyennes de strontium mesurées dans le sol partout dans le monde, moyenne qui est d’environ 240 mg/kg selon l’Organisation mondiale de la santé (OMS, 2010). Les concentrations de strontium dans la poussière domestique, la poussière de rue et le sol de jardin ont été déterminées au moyen d’une enquête portant sur 50 résidences dans 10 secteurs d’Ottawa en 1992 (Rasmussen et coll., 2001). Les concentrations moyennes de strontium étaient de 359, 242 et 446 mg/kg; les concentrations médianes étaient de 356, 249 et 445 mg/kg; les concentrations du 90^e percentile étaient de 401, 369 et 539 mg/kg; et les concentrations maximales étaient de 437, 410 et 735 mg/kg pour le sol de jardin, la poussière domestique et la poussière de rue, respectivement (limite de détection minimale : 0,1 mg/kg).

5.6 Exposition multi-voies par l’eau potable

Le strontium peut également être absorbé par voie d’inhalation; cependant, il n’est pas prévu qu’une exposition aux vapeurs de strontium survienne pendant une douche, étant donné que le strontium n’est pas volatil. Bien que la formation de fines gouttelettes durant une douche pourrait permettre l’inhalation de strontium sous forme d’aérosols, l’évaluation type de l’exposition par des voies multiples, qui mesure l’exposition par inhalation à des substances chimiques volatiles dans la douche ou le bain, ne représenterait pas avec précision l’inhalation d’aérosols de strontium durant une douche. En outre, l’absorption du strontium par voie cutanée est négligeable. Ilyin et coll. (1975) ont mesuré l’absorption de strontium par la peau intacte de 3 sujets masculins ayant été exposés par voie topique à 0,15 mL d’une solution de chlorure de strontium pendant 6 heures. L’absorption cutanée moyenne du strontium était très faible (0,26 % de la quantité appliquée). Par conséquent, les expositions par voie cutanée et d’inhalation dans la douche sont peu susceptibles de contribuer à l’exposition totale de façon importante.

5.7 Apport quotidien total

On trouvera dans le tableau 1 les apports quotidiens totaux estimés de strontium provenant de l’eau potable, de l’air, du sol et des aliments pour les groupes d’âge suivants de la population canadienne : 0 à 6 mois, 7 mois à 4 ans, 5 à 11 ans, 12 à 19 ans et 20 ans et plus. Les apports quotidiens de strontium provenant de suppléments alimentaires et d’autres produits de consommation n’ont pas été estimés, compte tenu de l’absence de données sur la proportion de la population générale qui utilise ces produits. Une variabilité individuelle des apports en strontium est possible pour chaque source.

Tableau 1. Apports quotidiens en strontium estimés pour divers groupes d’âge de la population générale canadienne.
Groupe d’âge	Apport quotidien en strontium provenant de diverses sources en µg/kg p.c. par jour
Groupe d’âge	Eau potable^{Tableau 1 - Note a}	Air^{Tableau 1 - Note b}	Sol^{Tableau 1 - Note c}	Aliments^{Tableau 1 - Note d}	Total
Enfants de 0 – 6 mois allaités	0,0 (0)	< 0,001	2,2	4,4	6,6
Enfants de 0 – 6 mois non allaités	115,2 (50)	< 0,001	2,2	103,8	221,2
7 mois – 4 ans	66,2 (50)	< 0,001	1,7	67,3	135,2
5 – 11 ans	35,8 (40)	< 0,001	0,6	44,7	81,1
12 – 19 ans	24,5 (50)	< 0,001	0,2	28,4	53,1
20 ans et plus	23,0 (50)	< 0,001	0,1	22,9	46,0
Tableau 1 - Note a Eau potable : Calculé à l’aide des données indiquées à la section 5.1, en supposant un apport de 0,75 L par jour chez les nourrissons de 0 à 6 mois, de 0,8 L par jour chez les enfants de 7 mois à 4 ans, de 0,9 L par jour chez les enfants de 5 à 11 ans, de 1,3 L par jour chez les personnes de 12 à 19 ans et de 1,5 L par jour chez les adultes et pour des poids corporels de 7 kg, 13 kg, 27 kg, 57 kg et 70 kg, respectivement (Santé Canada, 1994). Une moyenne de 1 075 µg/L de strontium dans l’eau potable a été calculée à l’aide des moyennes des données de surveillance provinciales et territoriales sur l’eau potable (section 5.1), Santé Canada, 2007a, 2015 et Hamilton, 2015. Les valeurs entre parenthèses représentent le pourcentage (%) de l’apport quotidien total provenant de l’eau potable. Retour à la référence Tableau 1 - note a Tableau 1 - Note b Air : Calculé à partir des mesures de strontium obtenues par le programme du Réseau national de surveillance de la pollution atmosphérique du Canada (Environnement Canada, 2014), avec une moyenne de 1,4 ng/m³, et en supposant un volume inhalé de 2 m³ par jour chez les nourrissons de 0 à 6 mois, de 5 m³ par jour chez les enfants de 7 mois à 4 ans, de 12 m³ par jour chez les enfants de 5 à 11 ans, de 21 m³ par jour chez les personnes de 12 à 19 ans et de 23 m³ par jour chez les adultes (Santé Canada, 1994). Retour à la référence Tableau 1 - note b Tableau 1 - Note c Sol : Calculé à partir de la concentration moyenne de strontium dans le sol de 447 µg/g (Agriculture Canada, 1979; Rasmussen et coll., 2001), en supposant une quantité ingérée de 35 mg par jour chez les nourrissons de 0 à 6 mois, de 50 mg par jour chez les enfants de 7 mois à 4 ans, de 35 mg par jour chez les enfants de 5 à 11 ans, de 20 mg par jour chez les personnes de 12 à 19 ans et de 20 mg par jour chez les adultes (Santé Canada, 1994). Retour à la référence Tableau 1 - note c Tableau 1 - Note d Aliments : Les apports quotidiens représentent des estimations moyennes fondées sur des échantillons d’aliments prélevés à Ottawa, St. John’s, Vancouver, Montréal, Winnipeg, Toronto et Halifax entre 1993 et 2007 dans le cadre de l’EAT canadienne (Santé Canada, 2007a). Concernant les nourrissons allaités, l’apport a été calculé en fonction de la moyenne de 41 µg/kg de lait liquide tirée de l’étude MIREC (Dabeka et coll., 2016), alors que la moyenne pour les nourrissons non allaités a été fondée sur les données de l’EAT, après soustraction de l’apport provenant de l’eau du robinet utilisée pour reconstituer le lait maternisé (pour éviter une double comptabilisation de l’apport provenant de l’eau potable). Le taux de consommation utilisé pour ce sous-groupe était le même que celui de l’eau potable. Retour à la référence Tableau 1 - note d

6.0 Méthodes d’analyse

6.1 Méthode recommandée

À l’heure actuelle, l’Environmental Protection Agency des États-Unis (U.S. EPA) ne dispose d’aucune méthode approuvée pour l’analyse du strontium naturel dans l’eau potable. La troisième règle de surveillance des contaminants non réglementés (Third Unregulated Contaminant Monitoring Rule, UCMR 3) recommande trois méthodes d’analyse, la méthode EPA 200.8 révision 5.4 (U.S. EPA, 1994a), la méthode SM 3125B (APHA, 2005; 2012) et la méthode ASTM 5673-10 (ASTM, 2010) à l’égard du strontium dans l’eau potable. Ces méthodes utilisent une technique de spectrométrie de masse avec plasma induit (ICP-MS) et s’appliquent aux métaux dissous et à la quantité totale de métaux récupérables dans l’eau potable. La concentration totale d’un métal se définit comme la somme des concentrations des fractions dissoutes et particulaires (en suspension) d’un échantillon d’eau.

La méthode ICP-MS est une technique de détection hautement sensible. Selon cette méthode, une source de plasma à couplage inductif sert à ioniser et à atomiser l’analyte, lequel est ensuite séparé par un spectromètre de masse en fonction du ratio masse/charge (m/z). Un multiplicateur d’électrons ou un détecteur Faraday détecte les ions séparés. Bien que l’U.S. EPA recommande les méthodes 200.8 et ASTM D5673-10 pour surveiller le strontium en vertu de la UCMR3, le strontium n’a pas été inclus comme analyte dans le cadre de ces deux méthodes et les limites de détection de la méthode (LDM) ne sont pas énumérées (U.S. EPA, 2012). La méthode SM 3125 B présente une limite d’instrument de détection (LID) de 0,001 µg/L (APHA, 2005, 2012).

L’ICP-MS peut être touchée par un certain nombre de sources d’interférences comme les interférences élémentaires isobares, lorsque des isotopes de différents éléments forment des ions à simple ou double charge du même ratio nominal m/z et ne peuvent être différenciés de l’analyte étudié; les interférences attribuables aux ions polyatomiques, lorsque des ions comportant plus d’un atome ont le même ratio m/z que l’analyte étudié; et les interférences physiques associées aux processus physiques tels que le transport de l’échantillon et les processus de conversion des échantillons dans le plasma. Généralement, la présence de fortes concentrations de solides dissous dans un échantillon peut nuire à la transmission ionique, et des interférences physiques peuvent survenir lorsque les concentrations de solides dissous dépassent 0,2% (p/v) (U.S. EPA, 1994a) et 0,5 % (p/v) (APHA, 2005; 2012).

Aucun seuil pratique d’évaluation quantitative (SPEQ) n’a été établi par l’U.S. EPA pour le strontium. L’UCMR3 stipule que lorsqu’on utilise les trois méthodes recommandées, un seuil minimal de niveau à rapporter de 0,3 μg/L doit être atteint pour le strontium et signalé par les services publics durant l’étape de surveillance (U.S. EPA, 2012).

6.2 Autres méthodes

En plus des méthodes recommandées par l’U.S. EPA, on peut analyser le strontium à l’aide des techniques instrumentales suivantes :

6.2.1 Spectrométrie d’émission atomique à plasma induit (ICP-AES)

Les méthodes 200.7 rév. 4.4 de l’EPA (U.S. EPA, 1994b) et SM 3120B (APHA et coll., 2012) sont fondées sur des analyses multi-élémentaires réalisées par ICP-AES, à l’aide d’instruments séquentiels ou simultanés. Les méthodes présentent des LDM de 0,3 µg/L et 0,5 µg/L, respectivement. Les instruments mesurent les spectres linéaires d’émission atomique par spectrométrie optique. Après qu’une solution d’échantillon a été nébulisée et que l’aérosol qui en a résulté est transporté vers une torche à plasma, des spectres d’émission propres aux éléments sont produits. Les spectres sont dispersés par un spectromètre à réseau et l’intensité des spectres linéaires (ou émissions lumineuses) est vérifiée à des longueurs d’onde précises par un appareil photosensible. Les méthodes sont sujettes à des interférences spectrales (émissions lumineuses provenant de sources spectrales autres que l’élément à analyser) et, dans une moindre mesure, à des interférences chimiques (en raison de la formation d’un composé moléculaire, des effets de l’ionisation et des effets de la vaporisation du soluté). Des interférences physiques peuvent survenir avec la méthode 200.7 de l’EPA et la méthode SM3120B lorsque la concentration de solides dissous totaux est supérieure à 0,2 % (p/v) ou à 1 500 mg/L, respectivement (U.S. EPA, 1994b; APHA et coll., 2012).

À l’instar des méthodes expliquées plus haut, la méthode USGS I-4471-97 utilisant des techniques d’ICP-AES a été élaborée pour la détermination de 21 métaux totaux récupérables dans de l’eau contenant des particules non dissoutes. Une digestion acide préliminaire est utilisée pour désorber et solubiliser les métaux-traces associés à la phase des sédiments en suspension de l’échantillon, et la méthode présente une LDM de 0,5 µg/L pour le strontium (USGS, 1998).

6.2.2 Spectrométrie d’absorption atomique/d’absorption atomique en mode de flamme

La méthode SM 3111B (APHA et coll., 2012) a recours à l’absorption atomique par flamme, et les méthodes USGS I-1800 et I-3800 (U.S.G.S., 1989) ont recours à la spectrométrie d’absorption atomique.

Contrairement à l’ICP-MS et l’ICP-AES, les deux méthodes d’absorption atomique permettent habituellement d’analyser un seul élément. La méthode SM 3111B est une méthode d’absorption atomique directe par flamme air-acétylène, dans laquelle l’échantillon est aspiré dans la flamme et atomisé. Elle consiste à envoyer un faisceau de lumière vers un détecteur en le faisant passer d’abord à travers une flamme puis dans un monochromateur. Le détecteur mesure alors la quantité de lumière absorbée par l’élément atomisé dans la flamme. Comme chaque métal possède une longueur d’onde d’absorption qui lui est propre, une lampe source composée de l’élément concerné est utilisée. La méthode SM 3111B présente une LDM de 0,03 mg/L. Aucune interférence propre à un élément n’a été recensée pour cette méthode (APHA et coll., 2012).

Les méthodes USGS I-1800 et I-3800 ont été élaborées pour l’analyse du strontium dissous et du strontium total récupérable, respectivement. Les méthodes conviennent à des concentrations de strontium variant de 10 µg/L à 5 000 µg/L. Du chlorure de lanthane et un surplus de chlorure de potassium sont ajoutés aux échantillons afin de masquer les interférences potentielles attribuables au sodium, à l’aluminium, au phosphate et à la silice, et de contrôler une ionisation du strontium (U.S.G.S., 1989).

6.3 Préparation des échantillons

Bien que les méthodes énoncées ci-dessus ne requièrent pas de digestion thermique en milieu acide pour l’analyse des métaux totaux récupérables à moins que la turbidité dépasse 1 unité de turbidité néphélémétrique (uTN), des recherches menées sur d’autres métaux comme le plomb et le chrome ont indiqué que cela ne permettait pas de quantifier avec précision la concentration totale d’un métal dans un échantillon. Par conséquent, le protocole actuel peut sous-estimer le strontium total dans l’eau potable en présence de strontium particulaire. Les exigences en matière d’analyse de l’UCMR3 prescrivent entre autres de solubiliser l’échantillon préservé dans l’acide par chauffage léger à l’aide d’acide nitrique, peu importe la turbidité de l’échantillon ou la méthode utilisée (U.S. EPA, 2012). De même, APHA et coll. (2012) recommandent de vérifier si les métaux ont été récupérés de manière adéquate dans les différentes matrices d’échantillon, en comparant les résultats obtenus avec et sans la digestion. À l’heure actuelle, pour les méthodes recommandées EPA 200.8 et SM 3125B, la digestion acide des échantillons n’est nécessaire que si la turbidité d’un échantillon préservé dans l’acide est supérieure à 1,0 uTN. Les méthodes EPA de digestion thermique en milieu acide ont recours à une solution d’acide nitrique et chlorhydrique puis à un chauffage léger (U.S. EPA, 1994a). Il est recommandé d’effectuer une digestion par micro-ondes (SM 3030 K) lorsque l’analyse des métaux totaux récupérables est effectuée à l’aide d’une méthode SM qui fait appel à l’ICP-MS.

On a analysé des échantillons d’eau traitée provenant de deux usines différentes d’adoucissement à la chaux traitant un mélange d’eau souterraine et d’eau de surface afin de détecter la présence de strontium et d’évaluer la qualité générale de l’eau (pH, alcalinité, dureté, présence de sulfate et conductivité). Étant donné qu’aucune différence n’a été observée entre les échantillons d’eau brute filtrée et non filtrée à l’égard de leur concentration en strontium (diamètre des pores de 0,2 µm à 1,2 µm), il a été conclu que le strontium était présent sous forme dissoute (< 0,1 µm) dans tous les échantillons analysés (Najm, 2016).

La détection des fractions particulaires et dissoutes du strontium est considérée comme une pratique exemplaire dans l’analyse du strontium.

7.0 Techniques de traitement et considérations liées aux réseaux de distribution

En tant que métal alcalino-terreux, le strontium a une composition chimique qui ressemble à celle du calcium. Le strontium peut exister sous les états d’oxydation Sr⁰ ou Sr²⁺; cependant, il se retrouve dans l’environnement seulement sous forme de Sr²⁺. Dans l’eau, le strontium forme une coquille d’hydratation et est coordonné avec au moins six molécules d’eau (U.S. EPA, 1999; Alfredo et coll., 2014). Le strontium a une faible tendance à former des complexes avec des ligands organiques et inorganiques. Le strontium dissous forme seulement des complexes aqueux faibles avec le carbonate, le sulfate, le chlorure et le nitrate (U.S. EPA, 1999). Selon les hypothèses que le strontium présente une stabilité similaire au calcium avec les ligands organiques, qu’il existe dans des concentrations très inférieures au calcium, et qu’il ne peut pas entrer en compétition avec le calcium, Stevenson et Fitch (1986) ont conclu que le strontium ne formerait pas de complexes forts avec les acides fulvique et humique.

Peu de données existent sur l’enlèvement du strontium présent naturellement dans l’eau potable. Les techniques conventionnelles de coagulation/filtration ont démontré un faible taux d’élimination du strontium de l’eau potable (jusqu’à 30 %) (Gäfvert et coll., 2002; Lytle et coll., 2015; O’Donnell et coll., 2016). Lors d’un examen récent des options de traitement pour l’enlèvement du strontium naturellement présent dans l’eau potable, Najm (2016) a conclu que la précipitation chimique et l’échange ionique étaient les deux techniques les plus viables pour éliminer le strontium de l’eau potable. Une étude antérieure sur l’enlèvement du strontium à grande échelle a indiqué que les taux d’élimination du strontium et du calcium étaient à peu près équivalents et variaient de 50 % à 85 % à huit usines municipales d’adoucissement à la chaux (Alexander et coll., 1954). Une étude récente sur des usines de traitement à grande échelle ayant recours à la précipitation à la chaux/soude et à l’échange ionique (EI) pour adoucir l’eau a fait état d’un enlèvement efficace du strontium, de l’ordre de 73,5 % et de 89,3 % à 99,9 %, respectivement (Lytle et coll., 2015; O’Donnell et coll., 2016). Une évaluation de quatre dispositifs d’osmose inverse utilisés au point d’utilisation (OI-PU) et disponibles sur le marché ont permis une élimination du strontium de l’eau potable de 96,6 % à 99,9 % (Lytle et coll., 2015).

La majorité des études existantes sur le traitement du strontium abordent l’enlèvement du strontium radioactif des déchets radioactifs ou de sites contaminés par de tels déchets. Diverses techniques de traitement ont été évaluées, notamment l’adoucissement à la chaux (McCauley et Eliassen, 1955), la sorption (Bortun et coll., 1997; Bostick et coll., 1997; Marinin et Brown, 2000; Kulyukhin et coll., 2005; Rabideau et coll., 2005; Sato et coll., 2010), l’échange ionique (Sivaiah et coll., 2005; Marinin et Brown, 2000), la nanofiltration (Gaubert et coll., 1997; Hwang et coll., 2002; Liang et coll., 2011; Richards et coll., 2011; Ding et coll., 2015) et le traitement biologique (Achal et coll., 2012; Trope et coll., 2012). Plusieurs de ces études ont utilisé le strontium naturel comme substitut dans le but de refléter l’efficacité potentielle de certains procédés de traitement pour l’enlèvement du strontium radioactif. De plus, le strontium naturel était une cible dans quelques études évaluant son élimination par adsorption et EI d’eaux résiduaires industrielles.

Bien que les caractéristiques chimiques de l’enlèvement du strontium de l’eau soient indépendantes de ses isotopes (ASTDR, 2004), Najm (2016) a établi que la nature des études qui évaluaient l’élimination du strontium radioactif des eaux usées différait de celle des études qui portaient sur le strontium naturel. Étant donné la faible tolérance des résines échangeuses d’ions organiques à l’exposition aux radiations, les résines échangeuses d’ions/adsorbants inorganiques naturels et/ou synthétiques sont préconisés pour l’enlèvement du strontium radioactif. Les adsorbants inorganiques tels que les zéolites, les titanates de sodium et les titanosilicates sont chimiquement inertes et stables à l’égard du rayonnement ionisant (Sivaiah et coll., 2005; El-Kamash, 2008). De plus, étant donné que les études ont été menées dans le contexte de l’enlèvement du strontium radioactif, la régénération des adsorbants/résines échangeuses d’ions n’a pas été prise en compte. Malgré ces limitations, les études ont fourni des renseignements précieux sur la capacité et les enjeux relatifs aux adsorbants/résines échangeuses d’ions inorganiques servant à éliminer le strontium.

7.1 Traitement à l’échelle municipale

7.1.1 Options de contrôle

Parmi les options de contrôle types pour réduire les niveaux excessifs de strontium dans l’eau potable, mentionnons la transition à une nouvelle source, le mélange et le raccordement à un autre système d’approvisionnement et/ou l’achat d’eau auprès d’un autre système. Il faut accorder une attention particulière à la qualité de l’eau provenant d’une nouvelle source avant d’apporter tout changement (passage à une autre source, mélange ou raccordement) à une source d’approvisionnement existante. Il faut effectuer une caractérisation de la qualité de l’eau pour s’assurer que tout changement à la qualité résultant des options de contrôle est évalué, et que les répercussions potentielles sur les procédés de traitement existants et le réseau de distribution sont établies. Par exemple, si la nouvelle source d’eau est plus corrosive, cela pourrait entraîner un lessivage de plomb ou de cuivre dans le réseau de distribution. Tout changement de la qualité de l’eau ne doit pas se traduire par d’autres problèmes de conformité.

La transition à une autre source peut nécessiter le creusage d’un nouveau puits dans un aquifère renfermant de faibles niveaux de strontium ou le scellement de zones de production d’eau contenant des niveaux élevés de strontium, ou peut mener à la découverte d’une source d’eau de surface non contaminée. Le passage à une autre source peut aussi être limité par la disponibilité de nouvelles sources, les droits existants relatifs à l’eau et/ou les coûts liés au transport de l’eau de la nouvelle source vers l’usine de traitement.

Le mélange comprend la dilution des concentrations de strontium d’une source contaminée avec une autre source contenant peu ou pas de strontium. Pour minimiser la tuyauterie requise pour transporter les eaux vers un point de mélange commun, les sources devraient idéalement être rapprochées. Le mélange a lieu habituellement dans un réservoir de stockage ou un collecteur commun, et il en résulte des concentrations de strontium inférieures à la CMA.

Lors d’un raccordement à un autre système d’approvisionnement en eau, le système récepteur doit prendre en compte un certain nombre de facteurs, notamment s’il y a un approvisionnement en eau à proximité qui présente la CMA requise en matière de strontium, s’il est disposé à se raccorder à un autre système ou à se regrouper, et si le système de raccordement peut répondre à la demande accrue qui résultera des clients supplémentaires. Les coûts sont également à prendre en considération lors d’une prise de décision relative à un raccordement.

7.1.2 Procédés conventionnels de coagulation et de filtration

Les procédés conventionnels de coagulation/filtration comptent parmi les procédés de traitement de l’eau les plus couramment utilisés par les grands systèmes d’eau pour enlever les particules et la turbidité des sources d’eau. Cependant, ce traitement n’enlève pas le strontium de l’eau potable de manière efficace (Gäfvert et coll., 2002; Brown et coll., 2008; Lytle et coll., 2015; O’Donnell et coll., 2016). L’efficacité des usines de traitement de l’eau à grande échelle à l’égard de l’enlèvement du strontium et du calcium naturels a été étudiée au début des années 1950. Des échantillons provenant de 50 usines de traitement de l’eau et présentant diverses concentrations de strontium naturel (maximum de 1,9 mg/L) ont été analysés. Sept de ces usines, qui avaient recours à la coagulation/filtration avec du sulfate d’aluminium ou ferreux comme coagulant, ont réussi à enlever le strontium de l’eau de surface et de l’eau souterraine dans des proportions allant de 10 % à 30 % (Alexander et coll., 1954). Jiménez et De La Montaña Rufo (2002) ont découvert que le pourcentage d’enlèvement du strontium dans 17 usines de traitement de l’eau utilisant la coagulation/floculation ne dépassait pas 15 %. Lytle et coll. (2015) et O’Donnell et coll. (2016) ont signalé des résultats d’essais de floculation similaires et ont confirmé que l’inefficacité de l’enlèvement du strontium par procédé de coagulation/filtration conventionnel pour le traitement de l’eau de surface atteignait un pic lorsque la concentration de strontium était de 5 mg/L. Les taux d’enlèvement de strontium étaient inférieurs à 5,0 % lorsqu’on utilisait des doses de chlorure de fer(III) ou d’aluminium jusqu’à concurrence de 50 mg/L. De plus, O’Donnell et coll. (2016) ont indiqué que la dose de coagulant, la concentration initiale de strontium et le pH n’avaient aucun impact sur l’enlèvement du strontium durant les essais de floculation pour les procédés de coagulation/filtration. Par contre, les auteurs ont relevé que la turbidité initiale avait une très faible incidence sur l’élimination du strontium. Des taux d’enlèvement du strontium allant jusqu’à 18 % (coagulant d’alun) et 5,9 % (coagulant ferrique) ont été observés pour les échantillons filtrés lorsque les turbidités initiales étaient de 246 uTN et de 89,6 uTN, respectivement. Les auteurs ont conclu que le traitement par coagulation/filtration ne constituait pas une stratégie viable pour l’enlèvement du strontium de l’eau potable (O’Donnell et coll., 2016).

7.1.3 Précipitation chimique

L’adoucissement à la chaux est un processus de précipitation qui enlève les ions de calcium et de magnésium de l’eau dure. On ajoute de la chaux (Ca(OH)₂) pour faire monter le pH de l’eau à 9,5, ce qui provoque une modification de l’équilibre carbonique se traduisant par une précipitation de carbonate de calcium (CaCO₃). Du carbonate de sodium (Na₂CO₃) est ajouté afin de précipiter du CaCO₃ à partir de la dureté non carbonatée. La Ca(OH)₂et le Na₂CO₃peuvent être ajoutés au-delà du point de précipitation du CaCO₃, ce qui se traduira par une précipitation d’hydroxyde de magnésium [Mg(OH)₂].

À l’instar du calcium, le strontium peut précipiter dans l’eau sous forme de carbonate (SrCO₃; constante de solubilité K_sp = 10^-9,25), de sulfate (SrSO₄; K_sp = 10^-6,46) et de phosphate (Sr₃(PO₄)₂; K_sp = 10^-27,4)(Dean, 1992; Najm, 2016).

Des études antérieures ont observé la co-précipitation du SrCO₃ avec le CaCO₃ lors des procédés d’adoucissement à la chaux. Alexander et coll. (1954) ont comparé les taux d’enlèvement du strontium d’eaux non traitées à l’aide de diverses méthodes de traitement, et ont signalé qu’un procédé d’adoucissement à la chaux constituait le traitement le plus efficace pour réduire le strontium présentant des concentrations dans l’influent jusqu’à 1,9 mg/L; il permettait d’atteindre un équivalent d’enlèvement de l’ordre de 50 % à 85 %. Une autre étude a observé que l’enlèvement de la dureté calcique était essentiel à une élimination maximale du strontium (McCauley et Eliassen, 1955).

La chimie des précipitations de SrCO₃ et de CaCO₃ a indiqué que lorsque les concentrations de SrCO₃et de CaCO₃ se situaient toutes deux sur leur courbe de saturation respective dans des conditions d’exploitation identiques (diagramme pC-pH), le rapport massique Sr/Ca (mg/mg) était de 0,256:1. Ainsi, il est seulement possible de précipiter le SrCO₃ sans également précipiter le CaCO₃ lorsque le rapport de masse strontium/calcium est supérieur à 0,256:1 (Najm, 2016). L’analyse statistique du rapport de masse strontium/calcium dans des échantillons d’eau souterraine de l’Indiana (n = 1 839) a démontré que moins de 1,0 % des échantillons analysés présentait un rapport massique supérieur à 0,256:1 et que, par conséquent, dans plus de 99,0 % des échantillons d’eau souterraine, le SrCO₃ ne pouvait pas précipiter sans que le CaCO₃ précipite aussi. Cependant, ces analyses sont liées à l’ensemble de données de l’Indiana, et pourraient ne pas s’appliquer à d’autres sources d’eau. Par exemple, O’Donnell et coll. (2016) n’ont observé aucun enlèvement de SrCO₃ en l’absence de calcium dans un échantillon d’eau d’un pH aussi élevé que 11,0 et renfermant 4,89 mg/L de strontium ainsi que 85 mg/L de carbone inorganique dissous. En dépit du fait que le rapport de masse strontium/calcium était supérieur à 0,256:1 dans cet échantillon, les résultats ont démontré que la précipitation du calcium était nécessaire à l’enlèvement du strontium (O’Donnell et coll., 2016).

À la lumière de ce qui précède, les services publics ayant recours à l’adoucissement à la chaux pour enlever le CaCO₃ de l’eau brute pourraient peut-être également enlever le strontium avec ce procédé. La précipitation chimique constitue une technique de traitement viable pour l’enlèvement du strontium; néanmoins, il faut entreprendre une évaluation des conditions d’exploitation afin de maximiser l’élimination du strontium (Najm, 2016).

Une étude concernant plusieurs usines de traitement à grande échelle a porté notamment sur un système d’adoucissement à la chaux, cinq systèmes d’adoucissement d’eau par EI, plusieurs systèmes de filtration et deux milieux d’adsorption à base de fer. Situés dans cinq États voisins aux abords des Grands Lacs, ces systèmes traitaient des eaux souterraines contenant de 0,25 mg/L à 36,3 mg/L de strontium. L’usine d’adoucissement à la chaux présentait dans l’eau brute une concentration de strontium de 3,5 mg/L, une concentration de calcium de 121,6 mg/L et une concentration de magnésium de 44,8 mg/L, et des taux d’enlèvement de 73,5 %, 82,4 % et 73,2 % ont été atteints pour le strontium, le calcium et le manganèse, respectivement. Aucune donnée d’exploitation n’était disponible pour cette usine de traitement (Lytle et coll., 2015).

Une étude portant sur l’adoucissement à la chaux a observé que l’enlèvement du strontium était lié à l’enlèvement du calcium dans l’eau potable (Lytle et coll., 2015; O’Donnell, 2016). Ce lien a été observé lors d’essais de floculation sur l’enlèvement du strontium de trois eaux souterraines présentant initialement des concentrations de strontium de 4,2, 10,9 et 21,8 mg/L; des concentrations de calcium de 126, 112,0 et 102,0 mg/L; des concentrations de magnésium de 32, 32,5 et 43,7 mg/L; ainsi que des pH de 7,2, 7,3 et 7,3, respectivement. L’ajout d’une quantité de chaux allant de 0 à 450 mg/L a fait grimper les pH jusqu’à 12,0. Du carbonate de sodium (soude) à une concentration de 45 mg/L a été utilisé pour l’enlèvement de la dureté non carbonatée. L’étude a observé que les taux d’enlèvement du strontium et du calcium augmentaient avec l’augmentation de la dose de chaux jusqu’à ce que les pH atteignent 10,0-11,0, puis que les taux d’enlèvement du strontium et du calcium descendaient lorsqu’on augmentait encore la dose de chaux. La réduction du magnésium, en revanche, s’est rapidement accrue lorsque le pH a dépassé 11,0. En ce qui concerne les eaux souterraines vérifiées, des taux d’enlèvement maximaux de 78,2 %, 78,5 % et 77,7 % pour le strontium et de 86,4 %, 83,2 % et 82,4 % pour le calcium ont été obtenus à un pH de 10,7. Les concentrations minimales de strontium obtenues dans les eaux traitées (0,9, 2,3 et 4,8 mg/L) dépendaient du débit d’alimentation du strontium (c.-à-d. que la concentration finale de strontium dans l’eau traitée augmentait en fonction de l’augmentation de la concentration de strontium dans l’eau brute). Cependant, les taux d’enlèvement maximaux du strontium, exprimés en pourcentages, étaient à peu près les mêmes pour ces trois concentrations différentes de strontium dans l’eau brute. Étant donné qu’on n’avait pas observé d’enlèvement du strontium en l’absence de calcium dans les échantillons témoins, l’étude a suggéré que le calcium jouait un rôle important et nécessaire dans le mécanisme de l’enlèvement du strontium. Le taux d’enlèvement maximal du strontium correspondait au taux optimal d’enlèvement du calcium. Les auteurs ont conclu que le strontium co-précipitait avec le CaCO₃, que la technique d’adoucissement à la chaux l’éliminait de manière efficace et que l’enlèvement était associé au pH, à la dose de chaux ainsi qu’aux concentrations de calcium et de carbone inorganique dissous. Une analyse des précipités par diffraction aux rayons X a suggéré que le strontium était incorporé au réseau cristallin du calcium (O’Donnell et coll., 2016). Ces constatations sont en accord avec celles de McCauley et Eliassen (1955), qui ont signalé que le SrCO₃ co-précipitait avec le CaCO₃ et formait des cristaux mixtes de calcite et de strontianite (certains ions de calcium dans le cristal de CaCO₃étaient remplacés par des ions de strontium). Les auteurs ont fait état d’un procédé d’adoucissement modifié (procédé de précipitation répétée) conçu à l’origine pour le traitement du strontium radioactif dans l’eau potable et nécessitant une réduction de plus de 99,0 % de la radioactivité du strontium. À la suite de l’adoucissement initial (enlèvement de 80 à 90 %), des portions de chlorure de calcium en présence d’un surplus de soude ont réussi à enlever le strontium radioactif dans une proportion supérieure à 99,9 % (McCauley et Eliassen, 1955).

Une solution de rechange à l’adoucissement conventionnel par précipitation est le procédé d’adoucissement par granules. Dans ce procédé, on injecte de la chaux, de la soude caustique ou du carbonate de sodium dans l’eau pour accroître la concentration d’ions carbonate et donc déclencher la précipitation de CaCO₃ et de SrCO₃. L’eau circule dans un contacteur renfermant du sable fluidisé. Le CaCO₃ et le SrCO₃ précipitent et forment de gros granules sur les grains de sable, lesquels sont ensuite retirés du contacteur. Lors d’une étude pilote, un procédé d’adoucissement par granules a été utilisé pour enlever le calcium présent dans le débit du concentrat obtenu par OI qui provenait du traitement d’une eau souterraine saumâtre. Le concentrat d’OI contenait 652,0 mg/L de calcium et 5,0 mg/L de strontium. L’augmentation du pH de l’eau jusqu’à 10,5 par l’ajout d’un mélange de chaux et de soude caustique a fait baisser la concentration dans l’eau traitée à 19,0 mg/L et la concentration de strontium, à < 0,05 mg/L. Ce procédé permet une déshydratation et un transport faciles des matières précipitées formées (Najm, 2016).

Une des restrictions du procédé d’adoucissement à la chaux/soude est qu’il faut porter le pH de l’eau à 10,6 pour obtenir un enlèvement optimal du strontium et du calcium. Il peut être nécessaire de recarbonater l’eau traitée pour réduire le pH et d’ajouter des inhibiteurs de corrosion pour protéger le réseau de distribution (pour parer à la corrosivité potentiellement altérée de l’eau traitée en raison de l’enlèvement de la dureté et de l’alcalinité). En outre, le grand volume de boues générées au cours du procédé conventionnel d’adoucissement par précipitation requiert des dispositions spéciales en termes de manutention (stockage en citerne), de traitement (déshydratation mécanique) et d’élimination hors site.

7.1.4 Échange d’ions

L’U.S. EPA (2011) a déterminé que l’échange d’ions était une des meilleures techniques existantes pour l’enlèvement du strontium radioactif. Étant donné que les isotopes stables et radioactifs de strontium se comportent de la même façon sur le plan chimique (ATSDR, 2004), ce procédé doit enlever efficacement le strontium naturel de l’eau potable (Sorg et Logsdon, 1980; El-Kamash, 2008; Sato et coll., 2011).

L’application la plus courante de l’échange d’ions dans le traitement de l’eau potable est l’adoucissement de l’eau. Des recherches approfondies ont été effectuées sur l’applicabilité des résines échangeuses de cations fortement et faiblement acides à l’égard de l’enlèvement de cations de calcium (Ca²⁺) et de magnésium (Mg²⁺) formant des dépôts, d’autres éléments alcalino-terreux comme le baryum (Ba²⁺) et le radium (Ra²⁺) et, dans une moindre mesure, de Sr²⁺dans l’eau potable (Myers et coll., 1985; Snoeyink et coll., 1987; Subramonian et coll., 1990; Clifford, 1999; Clifford et coll., 2011). Les résines échangeuses de cations (REC) fortement acides comportent des sites d’échange fortement acides et peuvent échanger des ions dans une vaste gamme de niveaux de pH, soit de 2 à 11; tandis que les résines échangeuses de cations (REC) faiblement acides présentent un groupement fonctionnel faiblement acide et peuvent échanger des ions seulement dans les niveaux de pH de neutre à alcalin. Les REC fortement acides sous forme de sodium (Na⁺) ou d’hydrogène (H⁺) échangent des cations Na⁺ ou H⁺ contre des ions Ca²⁺, Mg²⁺, Ba²⁺et Sr²⁺dans l’eau, en tant que dureté carbonatée ou non carbonatée. Cependant, l’utilisation de telles résines sous forme de Na⁺ peut se traduire par des quantités non souhaitées de sodium dans l’eau traitée. Les REC fortement et faiblement acides sous forme de H⁺ sont d’autres résines pouvant servir à la production d’eau traitée sans sodium. Néanmoins, les REC fortement acides sous forme H⁺ sont rarement utilisées pour adoucir l’eau en raison de l’acidité de l’eau traitée et de l’inefficacité de l’acide à régénérer les résines. Les REC faiblement acides sous forme de H⁺ enlèvent efficacement la dureté carbonatée (seulement) et les cations métalliques divalents dans l’eau. Le procédé se traduit par un adoucissement partiel et produit une eau traitée présentant une faible alcalinité et de faibles niveaux de matières dissoutes totales. Il faut extraire le CO₂ présent dans l’eau traitée et ajuster son pH (augmentation) afin de produire une eau non corrosive (Clifford, 1999; Clifford et coll., 2011).

Les résines échangeuses d’ions présentent un degré de sélectivité pour divers ions, selon la concentration ionique de la solution et le type de résine choisi (Clifford, 1999). La capacité d’échange ionique et la sélectivité de la résine sont des éléments importants à considérer dans le choix d’une résine. Clifford et coll. (2011) ont comparé les facteurs de séparation d’un certain nombre de cations dans des REC fortement acides (matrice de divinylbenzène de polystyrène avec groupement fonctionnel de sulfonate) et ont produit la séquence suivante de sélectivité ionique (en ordre de préférence d’échange) pour dix cations divalents :

Ra²⁺ ˃ Ba²⁺ ˃ Pb²⁺ ˃ Sr²⁺ ˃ Cu²⁺ ˃ Ca²⁺ ˃ Zn²⁺ ˃ Fe²⁺ ˃ Mg²⁺ ˃ Mn²⁺

La séquence ci-dessus suggère que les cations Ra²⁺, Ba²⁺ et Sr²⁺ sont préférentiellement enlevés par rapport aux cations Ca²⁺et Mg²⁺ lors de l’adoucissement de l’eau. Les REC faiblement acides affichent la même séquence de sélectivité que les REC fortement acides, sauf que l’ion H⁺est le cation le plus privilégié (Clifford et coll., 2011). En raison de l’abondance de calcium et de magnésium dans les eaux naturelles à des niveaux qui dépassent de loin ceux du strontium, la présence de ces ions peut nuire à l’efficacité de l’enlèvement du strontium (Bortun et coll., 1997; Marinin et Brown, 2000; Najm, 2016), et peut réduire la durée d’utilisation de la colonne pour la fuite de strontium (Clifford et coll., 2011).

La régénérabilité est un autre élément à considérer lors du choix d’une résine. En général, une résine présentant une forte affinité pour un contaminant et qui peut être utilisée intacte longtemps est difficile à régénérer (Clifford, 1999). Snoeyink et coll. (1987) ont démontré que le baryum, dont les propriétés chimiques et physiques sont similaires à celles du strontium, s’accumulait dans une REC fortement acide lors de chaque cycle de régénération, et qu’il réduisait la capacité de la résine durant le processus d’adoucissement de l’eau.

Des résines sélectives présentant une forte affinité pour des contaminants spécifiques ont été fabriquées pour des applications de traitement de l’eau. Les résines dont le groupement fonctionnel est chélatant ont démontré de fortes affinités pour des ions de dureté et pour plusieurs métaux dont le zinc, le chrome et le plomb. Charizia et coll. (1998) ont fait état de l’élaboration d’une résine sélective pour l’enlèvement du strontium radioactif des déchets nucléaires; cependant, Najm (2016) a indiqué que rien ne prouvait que cette résine ou que d’autres résines échangeuses de cations à usage unique présentant une capacité élevée d’élimination du strontium aient déjà été mises sur le marché.

Une étude a évalué l’efficacité de cinq systèmes d’adoucissement par EI à grande échelle et a constaté que quatre d’entre eux présentaient des taux d’enlèvement de strontium variant de 89,3 % à 99,9 %, alors que le taux du cinquième était de 33,3 % (Lytle et coll., 2015). Les concentrations de strontium dans l’eau brute variaient entre 0,27 et 36,3 mg/L. Le taux d’enlèvement le plus élevé (99,9 %) a été atteint par un système traitant une eau brute affichant une concentration de strontium de 36,3 mg/L. Une évaluation de l’efficacité du système d’EI requiert l’établissement d’une courbe de fuite pour aider à la détermination de la durée de vie du lit de la résine et des délais de régénération. Compte tenu qu’il n’était pas indiqué à combien de volumes de lit (VL) les échantillons d’eau avaient été recueillis, le rendement de ces cinq systèmes d’EI n’a pas pu être évalué de façon exhaustive.

Une étude en laboratoire, qui a utilisé du nitrate de strontium [Sr(NO₃)₂] en remplacement du strontium radioactif et de l’eau souterraine simulée (préparée selon la composition d’un bassin connu sous-jacent à un site nucléaire), a évalué la capacité de deux résines échangeuses de cations disponibles sur le marché et de plusieurs matériaux adsorptifs inorganiques (zéolites naturelles et synthétiques et cinq nouveaux matériaux cristallins synthétiques ou composites) à l’égard de l’enlèvement du strontium radioactif (Marinin et Brown, 2000). Selon les valeurs du coefficient de distribution (K_d) obtenues au moyen d’expériences par lots en laboratoire, les deux résines échangeuses de cations disponibles sur le marché ont démontré le potentiel d’enlèvement du strontium le plus élevé, leurs valeurs de K_d (> 200 000 et 150 000 mL/g, respectivement) dépassant de loin celles des zéolites naturelles et synthétiques, qui étaient de 680 et 1 360 mL/g, respectivement. En présence d’ions concurrents comme le calcium, le magnésium et le baryum, il a été observé que les valeurs de K_d des résines concernant le strontium diminuaient. Le coefficient de K_dest un terme utilisé pour caractériser l’aptitude d’un adsorbant en phase solide ou d’une résine à adsorber les contaminants radioactifs d’un liquide contaminé. Le coefficient décrit le volume d’eau pouvant être traité par une masse donnée d’adsorbant lorsque les concentrations de contaminant dans le liquide et sur l’adsorbant atteignent un point d’équilibre.

Le traitement par échange d’ions présente quelques limitations. La contamination de la résine peut devenir une préoccupation si la source d’eau renferme des niveaux élevés de particules, de métaux (comme le fer et le manganèse) et/ou de matière organique dissoute. Pour préserver la durée de vie du lit, il peut être nécessaire de faire un prétraitement pour enlever ces salissures inorganiques et organiques. Le recours à un prétraitement peut complexifier le système, augmenter les coûts et compliquer l’élimination des matières résiduelles. L’application d’un traitement par échange d’ions génère de la saumure résiduaire liquide, ce qui nécessite une manutention et une élimination hors site. La qualité de la saumure, et donc ses limites d’élimination, dépendra du type et de la concentration de ses constituants.

7.1.5 Technologies des membranes

Les procédés de séparation par membrane sous haute pression tels que l’OI et la nanofiltration sont des techniques éprouvées pour l’enlèvement des ions de l’eau potable. Étant donné que le strontium existe sous forme d’ion divalent (Sr²⁺) dans l’eau, son élimination au moyen de membranes d’OI ou de nanofiltration doit dépasser 95 % dans la plupart des conditions (Najm, 2016).

Les procédés d’OI et de nanofiltration emploient divers mécanismes pour rejeter les constituants inorganiques dans l’eau potable (Nghiem et coll., 2004). L’exclusion par la taille est un important mécanisme de rejet des contaminants par les membranes. Dans une solution aqueuse, les ions se lient fortement à un certain nombre de molécules d’eau au moyen d’interactions électrostatiques. L’hydratation d’un composé ionique peut être considérée comme une complexation, dans laquelle l’eau joue le rôle du ligand. La complexation peut améliorer le rejet des constituants de manière significative en raison d’une augmentation de la taille de l’ion (Richards et coll., 2011). En plus de l’effet de la taille, une répulsion électrostatique peut accroître le rejet des ions chargés par la membrane de charge identique. À l’opposé, une attraction électrostatique entre des ions de charges opposées et la surface des membranes peut réduire le rejet en raison du fait que les ions sont attirés par cette surface, ce qui augmente la probabilité que ces ions traversent les pores de la membrane (Schaep et coll., 1998; Nghiem et coll., 2004; Van der Bruggen et coll., 2004; Verliefde et coll., 2008).

Quatre études pilotes portant sur des membranes de nanofiltration/OI ont évalué les effets de la fluctuation énergétique et des niveaux de pH de l’eau sur le rejet de contaminants inorganiques, dont le strontium dans les eaux souterraines (Richards et coll. 2011). Deux sources d’eau souterraine saumâtre affichant une concentration de strontium de 1,3 mg/L et d’environ 0,5 mg/L ont été utilisées pour les essais. En raison de l’exclusion par la taille, une membrane sélectionnée a atteint un taux d’enlèvement du strontium supérieur à 99,0 % pour les deux eaux souterraines testées. Aucun impact découlant des conditions d’exploitation n’a été observé (Richards et coll., 2011).

Une membrane d’OI en polyamide, spiralée et sous basse pression (< 1,0 MPa) a fait l’objet d’un essai pour le traitement du strontium et du césium radioactifs (Ding et coll., 2015). Pour la préparation des solutions d’essai, du Sr(NO₃)₂a été dissous en remplacement du strontium radioactif dans de l’eau ultrapure contenant 1 mM de quelques cations courants (Na⁺, Mg²⁺et Ca²⁺) sous forme de sels de chlorure et 1 mM de quelques anions courants (Cl^-, F^-, NO₃^-et SO₄^2_) sous forme de sels de sodium. Les caractéristiques techniques de la membrane d’OI pilote étaient les suivantes : seuil de coupure de 100 Da, efficacité de rejet du sel de 98 %, et taux de récupération d’eau de 37,5 %. L’eau de perméation et l’eau rejetée ont été retournées au réservoir d’alimentation afin que le débit d’alimentation en strontium reste dans une plage de 100 à 1 000 µg/L. Il a été constaté que les interactions électrostatiques favorisaient le rejet du strontium, comme le démontre le taux de rejet minimal (environ 97,2 %) survenu à un pH_IEP de 5,0 (point isoélectrique de la membrane). À des pH inférieurs à 5, la membrane d’OI était chargée positivement, et les rejets de strontium supérieurs à 99,0 % ont été obtenus en raison de la répulsion électrostatique. Des taux de rejet supérieurs à 99,0 % ont également été observés à un pH de 9,0, en raison du potentiel de membrane créé à la frontière entre la surface de la membrane et la solution. La membrane d’OI a également été testée avec de l’eau de surface à laquelle 1 000 µg/L de strontium avaient été ajoutés. Un taux de rejet du strontium supérieur à 97,5 % a été observé, le flux n’ayant que légèrement baissé après une période opérationnelle de 24 heures (Ding et coll., 2015).

Deux chaînes de traitement pilotes ont été exploitées pour déterminer la faisabilité de recycler l’eau traitée secondaire provenant d’une usine de traitement des eaux usées en vue du remplissage potentiel des nappes souterraines et de l’augmentation de l’eau de surface (Liang et coll., 2011). La chaîne n^o 1 comprenait une unité d’ultrafiltration, une unité d’OI et un procédé d’oxydation avancé (POA); quant à la chaîne n^o 2, elle se composait d’un bioréacteur à membrane (BRM), d’une unité d’OI et d’un POA. L’unité d’ultrafiltration testée était un système de filtration en continu de 60 gpm (3,8 L/s) équipé de 12 éléments de membrane d’ultrafiltration à fibres creuses et dont les pores de membrane présentaient une taille nominale de 0,04 µm. Le BRM évalué était une unité de 60 gpm (3,8 L/s) comportant deux ensembles de dix modules de membranes à fibres creuses et dont la taille nominale des pores de membranes était de 0,04 µm. Les systèmes d’OI étaient identiques, chacun se composant d’un filtre à cartouche et d’un appareil sous pression à deux phases comportant un total de 21 éléments spiralés de membrane. Aucun enlèvement de strontium n’a été observé de la part de l’unité d’ultrafiltration ni du BRM. Une élimination presque complète (99,9 %) a été obtenue avec les deux unités d’OI pilotes, les concentrations médianes ayant descendu de 726 µg/L dans l’eau d’alimentation à moins de 0,5 µg/L dans le perméat d’OI. Les deux unités d’OI ont fonctionné à un flux moyen de 12 gfd (20,4 L/m²h) et ont présenté un taux de récupération moyen d’environ 85 % (Liang et coll., 2011). De même, afin de rehausser les exigences relatives à l’approvisionnement en eau potable, Subramani et coll. (2010) ont fait rapport au sujet de l’utilisation de membranes d’OI pour la déminéralisation de l’eau de surface. Les concentrations de strontium ont systématiquement baissé de 1,2 à 1,3 mg/L dans le débit prétraité et sous la LD de la méthode de 0,01 mg/L dans le perméat (Subramani et coll., 2010).

Les limitations du procédé d’OI comprennent une possibilité d’entartrage, d’encrassement ou de défaillance de la membrane, ainsi que des coûts en énergie et en capital accrus. Le calcium, le baryum et la silice peuvent entartrer la membrane et réduire son efficacité. Des colloïdes et des bactéries peuvent aussi causer un encrassement. L’entartrage et l’encrassement vont tous deux augmenter la chute de pression, ce qui réduira la durée de vie de la membrane et fera monter les coûts énergétiques. Des prétraitements comme l’adoucissement, la filtration par cartouche et/ou le nettoyage de la membrane peuvent aider à obtenir des durées de fonctionnement acceptables pour la membrane. Le chlore peut endommager les membranes d’OI; il faut l’inactiver au moyen d’agents chimiques de déchloration ou de charbon actif en grains. Étant donné que l’OI enlève l’alcalinité de l’eau, elle abaisse le pH de l’eau produite et accroît sa corrosivité. Par conséquent, il faut ajuster le pH de l’eau produite pour éviter des problèmes de corrosion dans le réseau de distribution tels que le lessivage du plomb et du cuivre (Schock et Lytle, 2011).

7.1.6. Autres techniques – adsorbants inorganiques/résines échangeuses d’ions

De nombreuses études se sont penchées sur l’utilisation d’adsorbants inorganiques naturels et synthétiques pour l’enlèvement du strontium des déchets liquides générés par les centrales nucléaires, ou de l’eau souterraine contaminée par des déchets nucléaires. Ces études ont considéré ces matériaux inorganiques comme des adsorbants, bien que le mécanisme d’enlèvement du strontium soit principalement considéré comme un processus d’échange d’ions. Malgré l’observation d’une forte capacité d’échange et d’une sélectivité élevée pour le strontium (Bortun et coll., 1997; Marinin et Brown, 2000; Kulyukhin et coll., 2005; El- Kamash, 2008; Sato et coll., 2011; Ivanets et coll., 2014), ces adsorbants inorganiques/résines échangeuses d’ions ont semblé être moins efficaces comparativement aux résines échangeuses de cations régénérables conventionnelles, et il est présumé qu’elles sont plus coûteuses (Marinin et Brown, 2000; Najm, 2016). Il convient de noter que plusieurs adsorbants inorganiques ont été préparés en laboratoire et qu’ils ne sont pas disponibles sur le marché. Des essais au banc et pilotes sont recommandés pour les adsorbants les plus prometteurs (Najm, 2016).

7.1.6.1 Zéolites et adsorbants à base de phosphate

Des études ont été menées sur l’utilisation de zéolites et d’adsorbants à base de phosphate pour l’enlèvement du strontium présent dans l’eau. Les zéolites (des aluminosilicates comme la clinoptilolite et la mordénite) se retrouvent en abondance dans l’environnement, et ont largement été utilisées comme adsorbants et milieux d’échange d’ions dans les systèmes de traitement des eaux usées (Kulyukhin et coll., 2005; El-Rahman et coll., 2006; El-Kamash, 2008; Yusan et Erenturk, 2011; Ivanets et coll., 2014; Araissi et coll., 2016).

El-Kamash (2008) a fait rapport sur la possibilité qu’une zéolite synthétique A (sous forme de Na⁺) adsorbe le strontium présent dans des solutions aqueuses lors d’essais par lots et en colonne à lit fixe. Cette étude constituait un autre exemple de l’utilisation d’un substitut stable (du SrCl₂∙6H₂O dans de l’eau distillée) pour obtenir des renseignements utiles sur le traitement requis pour éliminer les isotopes radioactifs de courants aqueux et de déchets nucléaires. Des expériences par lots ont été effectuées pour déterminer la gamme de pH optimale pour l’enlèvement, laquelle se situait entre 6,0 et 8,0. Lors des expériences en colonne à lit fixe, l’effet de la concentration initiale de strontium (50, 100 et 150 mg/L), la hauteur du lit (3,0, 4,5 et 6,0 cm), ainsi que le débit d’alimentation (3,12 et 5,00 mL/min) ont été examinés. Ces concentrations initiales de strontium étaient beaucoup plus élevées que celles présentes dans les usines de traitement de l’eau. Globalement, le taux d’enlèvement du strontium se situait entre 64,5 % et 86,4 %. Le taux d’enlèvement le plus élevé (86,4 %) a été obtenu avec une concentration initiale de strontium de 100 mg/L, dans un lit de 6,0 cm de profondeur, à un débit d’alimentation de 3,12 mL/min [l’équivalent d’un temps de contact en fût vide (TCFV) de 1,5 min]. De façon générale, les taux d’enlèvement élevés ont été observés à des débits d’alimentation plus faibles et dans des lits plus profonds, ce qui laisse entendre des temps de contact plus longs (El-Kamash, 2008). De même, Sato et coll. (2011) et Araissi et coll. (2016) ont indiqué que la zéolite synthétique « 4A » était une matière échangeuse d’ions efficace pour l’enlèvement du strontium et du baryum de solutions aqueuses. Une solution d’essai a été préparée : du SrCl₂ (comme substitut radioactif) a été dissous dans de l’eau du robinet en vue d’obtenir une concentration cible variant entre 40 µg/L et 50 µg/L (Sato et coll., 2011). La zéolite A4 (capacité d’échange cationique de 5,5 meq/g) a été ajoutée à la solution d’essai à une concentration allant de 0,001 % à 1,0 % (p/v), puis la solution a été agitée pendant 30 min. On a constaté que les taux d’enlèvement du strontium dépassaient 90 % lorsque la zéolite A4 était ajoutée à une concentration d’au moins 0,01 % et que le pH se situait entre 5,8 et 8,6. Étant donné que des essais en colonne n’ont pas été effectués, l’efficacité de ce matériau n’a pu être véritablement évaluée (Sato et coll., 2011).

Kulyukhin et coll. (2005) et Ivanets et coll. (2014) se sont penchés sur l’enlèvement du strontium de l’eau réalisé au moyen de plusieurs adsorbants synthétiques de phosphate de magnésium et de calcium. Ivanets et coll. (2014) ont constaté que l’hydrogénophosphate de calcium, l’hydroxyapatite et l’hydrogénophosphate de magnésium pouvaient adsorber le strontium à des concentrations de 10,9 mg/g, 25,7 mg/g et 280,0 mg/g, respectivement. Les essais ont été effectués avec un substitut stable [le Sr(NO₃)₂] présentant des concentrations qui variaient entre 10 mg/L et 5 000 mg/L. Les différents mécanismes d’interaction entre les ions de strontium et les adsorbants inorganiques étudiés ont expliqué les différences de rendement des adsorbants (Ivanets et coll., 2014).

7.1.6.2 Titanosilicates

Bortun et coll. (1997) ont étudié en profondeur divers phosphates et silicates métalliques polyvalents inorganiques synthétiques aux fins de l’enlèvement du strontium. Lors d’expériences par lots, deux titanosilicates de sodium (Na₂Ti₂SiO₇.2H₂O et Na₂TiSi₂O₇.2H₂O) et un titanate de sodium (Na₄Ti₉O₂₀) affichaient une forte affinité pour le strontium. Les expériences ont été menées avec une concentration de strontium [sous forme de SrCl₂] de 87,6 mg/L, avec et sans la présence d’ions concurrents (sodium et calcium). Les taux d’absorption maximaux du strontium de 2,0–2,5 meq de Sr/g pour les deux titanosilicates de sodium, et de 2,0 meq de Sr/g pour le titanate de sodium, ont été observés à des pH variant entre 5,5 et 8,0 et entre 6,5 et 7,5, respectivement. Alors que les ions de calcium étaient les concurrents principaux pour l’enlèvement sélectif du strontium, les ions de sodium n’ont montré aucune influence (Bortun et coll., 1997). De même, Marinin et Brown (2000) ont indiqué que parmi plusieurs matériaux adsorbants inorganiques testés, le titanosilicate de sodium synthétique et le titanate de sodium présentaient des coefficients de distribution élevés pour le strontium, mais une faible sélectivité.

Les deux formes de titanosilicate cristallin (CST_s) (en poudre – IONSIV^® IE-910; en granules – IONSIV^® IE-911) ont démontré la capacité d’enlever le strontium et le césium naturels des eaux usées à des niveaux de pH neutres et en présence d’autres ions concurrents (Bostick et coll., 1997; Spencer et coll., 2000). Lors d’essais en colonne au banc (Bostick et coll., 1997) utilisant l’IONSIV^® IE-911 sous forme d’hydrogène, une fuite de strontium de 1,0 % s’est produite à 14 000 VL et une fuite de 15,0 % est survenue à 120 000 VL après 10 mois de fonctionnement de la colonne. Les concentrations initiales étaient de 0,1 mg/L pour le strontium, de 45,0 mg/L pour le calcium, de 18,0 mg/L pour le sodium et de 9,0 mg/L pour le magnésium, et le pH variait entre 7,0 et 8,0. Tous les autres cations ont obtenu une fuite de 50 % en dessous de 1 300 VL. À titre comparatif, une zéolite à l’essai a éliminé le strontium de manière moins efficace, une fuite de 1,0 % ayant été observée à 3 000 VL et une fuite de 50,0 % étant survenue à 15 000 VL (Bostick et coll., 1997).

7.2 Réseau de distribution

La tuyauterie du réseau de distribution d’eau est vulnérable à la corrosion et à l’accumulation de dépôts de calcaire sur l’intérieur de la surface des conduites. Les produits de corrosion et les incrustations de calcaire qui se forment dans les réseaux de distribution d’eau potable servent de puits réactifs aux ions de métaux comme le plomb, le cuivre, l’arsenic, le vanadium et le strontium. Ces dépôts peuvent parfois se déloger à la suite de perturbations physiques/hydrauliques ou d’une instabilité chimique de l’eau, ce qui permet aux contaminants d’être mobilisés de nouveau dans l’eau et de créer des risques potentiels pour la santé (Ouvrard et coll., 2002; Dong et coll., 2003; Schock and Holm, 2003; Lytle et coll., 2004; Schock, 2005; Friedman et coll., 2010; Gerke et coll., 2013, 2014, 2016; Schock et coll., 2014).

La stabilité des conditions de la qualité de l’eau est un facteur important pour réduire au minimum l’accumulation/la libération de contaminants inorganiques traces dans les réseaux de distribution. Friedman et coll. (2010) ont relevé plusieurs paramètres clés liés à la qualité de l’eau qui doivent être contrôlés afin de maintenir la stabilité de l’eau pour les dépôts de matière inorganique, dont le pH, le potentiel d’oxydoréduction et la corrosion, et d’éviter le mélange non contrôlé des eaux de surface et souterraines.

On dispose de peu de renseignements sur l’accumulation de strontium dans les réseaux de distribution d’eau et sur les facteurs qui contribuent aux événements de rejet du strontium. Gerke et coll. (2014) ont évalué les mécanismes d’adsorption/désorption vers/depuis les produits de corrosion du fer à l’égard des désinfectants (chlore et chloramines) et des conditions d’écoulement de l’eau (écoulement continu et temps de séjour maximum) dans des réseaux modèles de distribution d’eau potable. Les produits de corrosion qui se sont formés dans des échantillons d’eau désinfectés au chlore et aux chloramines se composaient essentiellement d’oxyhydroxydes de fer γ-FeOOH et, dans une moindre mesure, de α-FeOOH et de Fe₃O₄. Les produits de corrosion qui se sont formés dans des échantillons simulant un écoulement continu d’eau désinfectée au chlore et aux chloramines contenaient des concentrations de strontium de 22 mg/kg et de 47 mg/kg, respectivement. En particulier, dans les échantillons simulant la durée de stagnation dans le réseau de distribution, les concentrations de strontium qu’affichaient les produits de corrosion étaient semblables et se sont élevées à 215 mg/kg et 217 mg/kg pour les échantillons d’eau désinfectés au chlore et aux chloramines, respectivement. Lorsque l’eau s’est remise à circuler, les concentrations de strontium dans les dépôts de calcaire sont descendues à 30 mg/kg dans l’échantillon désinfecté au chlore et à 40 mg/kg dans l’échantillon désinfecté aux chloramines. Les concentrations de strontium ainsi que les taux d’adsorption et de désorption ont différé légèrement selon les désinfectants utilisés. L’auteur a indiqué que les oxyhydroxydes de fer constituaient une phase importante de l’accumulation du strontium dans les eaux désinfectées au chlore et aux chloramines (Gerke et coll., 2014). De même, Gerke et coll. (2013) ont fait état de concentrations moyennes de strontium de 3 à 54 mg/kg dans la couche de surface de produits de corrosion du fer recueillis dans quatre réseaux de distribution entièrement exploités (trois conduites maîtresses en fonte sans revêtement et un tuyau en fer galvanisé). De plus, une concentration en strontium de 40,3 mg/kg a été mesurée dans des particules prélevées d’un filtre à sédiments en polypropylène (installation résidentielle, quatre années de fonctionnement). La concentration en strontium détectée était à peu près la même que la concentration en strontium moyenne de 38,0 mg/kg mesurée dans la couche de surface des produits de corrosion du fer présents dans le réseau de distribution. Il a été suggéré que le strontium lié aux particules s’était détaché de la surface des tuyaux et avait été transporté jusqu’à la résidence (Gerke et coll., 2013).

Des études ont également observé que le strontium était adsorbé et/ou incorporé dans des précipités de CaCO₃et dans des dépôts de manganèse accumulés dans les réseaux de distribution (Gerke et coll., 2014; 2016). Gerke et coll. (2016) ont constaté que le fer, le chrome et le strontium s’étaient accumulés dans les dépôts de manganèse qui se formaient dans les tuyaux de plomb et les raccords en laiton de deux réseaux de distribution d’eau. L’auteur a suggéré que la déstabilisation des dépôts de manganèse pouvait accroître la concentration de métaux aux robinets des consommateurs (Gerke et coll., 2016). Des dépôts de calcaire provenant de matériaux de fabrication de canalisations des réseaux de distribution (polyéthylène et fonte) ont été prélevés dans 16 réseaux de distribution d’eau potable en Finlande, dans le cadre d’un programme de nettoyage des conduites maîtresses (Zaheus et coll., 2001). Ce programme comportait le nettoyage des conduites maîtresses en 1996, le prélèvement d’échantillons, puis une évaluation des changements après un an. Les concentrations moyennes de strontium, de fer et de calcium mesurées dans les échantillons de dépôts prélevés en 1996 étaient de 85 mg/kg, 18 % (par poids) et 3,0 % (par poids), respectivement. Après un an, des tendances à l’accroissement des concentrations de chacun des métaux ont été observées. La concentration moyenne en strontium est montée à 253 mg/kg, et les concentrations en fer et en calcium se sont élevées à 31 % et 5,4 %, respectivement, dans les dépôts nouvellement formés. Cependant, l’étude avait été menée à l’origine pour évaluer la croissance microbienne dans les réseaux de distribution, et aucune conclusion n’a été tirée au sujet de l’accumulation de matières inorganiques dans les dépôts (Zaheus et coll., 2001).

7.3 Échelle résidentielle

Dans les cas où l’on souhaite éliminer le strontium à l’échelle résidentielle, par exemple lorsque l’eau potable d’une résidence provient d’un puits privé, un dispositif de traitement résidentiel peut être employé pour réduire les concentrations de strontium dans l’eau potable. Avant d’installer un appareil de traitement, il faut faire analyser l’eau pour en établir la chimie générale et vérifier la présence de strontium dans l’eau non traitée, ainsi que sa concentration. L’eau qui entre dans le dispositif de traitement et l’eau traitée doivent être analysées régulièrement par un laboratoire accrédité pour vérifier l’efficacité du dispositif. Comme les dispositifs de traitement perdent leur capacité d’élimination avec l’usage et le temps, ils doivent faire l’objet d’un entretien et/ou être remplacés à l’occasion. Les consommateurs doivent vérifier la durée de vie prévue des composantes de leur dispositif de traitement selon les recommandations du fabricant, et veiller à leur entretien au besoin.

Santé Canada ne recommande aucune marque particulière de dispositif de traitement de l’eau potable, mais conseille fortement aux consommateurs d’utiliser des dispositifs dont la conformité aux normes pertinentes de NSF International (NSF) et de l’American National Standards Institute (ANSI) est certifiée par un organisme de certification agréé. Ces normes visent à préserver la qualité de l’eau potable en assurant la sûreté des matériaux et l’efficacité des produits qui entrent en contact avec l’eau potable. Les organismes de certification, qui doivent être accrédités par le Conseil canadien des normes (CCN), garantissent qu’un produit est conforme aux normes en vigueur. Au Canada, le CCN a accrédité les organismes suivants pour la certification de la conformité aux normes de la NSF/ANSI des matériaux et dispositifs de traitement de l’eau potable (CCN, 2015) :

Groupe CSA (www.csagroup.org – disponible en anglais seulement);
NSF International (www.nsf.org – disponible en anglais seulement);
Water Quality Association (www.wqa.org – disponible en anglais seulement);
UL LLC (www.ul.com – disponible en anglais seulement);
Bureau de normalisation du Québec (www.bnq.qc.ca);
International Association of Plumbing & Mechanical Officials (www.iapmo.org – disponible en anglais seulement).
Une liste à jour des organismes de certification accrédités peut être obtenue auprès du CCN (www.scc.ca/fr).

Bien qu’aucun dispositif de traitement résidentiel ne soit certifié pour enlever le strontium de l’eau potable, des dispositifs utilisant l’OI ou l’EI peuvent enlever le strontium de l’eau potable à l’échelle résidentielle. On recommande l’utilisation de dispositifs de traitement qui ont été certifiés conformes à la norme NSF/ANSI 58 (Reverse Osmosis Drinking Water Treatment Systems, la norme 44 (Cation exchange water softeners) ou la norme 53 (Drinking Water Treatment Units – Health Effects). L’eau qui a été traitée par osmose inverse peut être corrosive pour l’intérieur des éléments de plomberie. Ces dispositifs devraient donc être installés uniquement au point d’utilisation. En outre, ces systèmes de traitement de l’eau potable sont conçus pour être installés uniquement au point d’utilisation, car il faut de grandes quantités d’eau pour obtenir le volume requis d’eau traitée, ce qui n’est généralement pas pratique si on les installe au point d’entrée de l’eau d’une résidence. En outre, il peut falloir prétraiter l’eau de l’influent pour réduire l’encrassement et prolonger la durée de vie de la membrane d’OI.

Dans le cadre du programme de vérification des technologies environnementales (ETV) de l’EPA, NSF International (NSF), un centre des réseaux de distribution de l’eau potable de l’ETV parrainé par l’EPA pour la vérification des technologies, a évalué quatre dispositifs commerciaux d’OI-PU fabriqués par Watts Premier Inc. (NSF, 2006a; NSF, 2006b), EcoWater Systems, Inc. (NSF, 2005a) et Kinetico, Inc. (NSF, 2005b). Les dispositifs ont été confrontés à des contaminants individuels ou combinés, notamment des produits chimiques organiques et inorganiques et des microorganismes.

Le système d’OI Watts Premier M-2400 pour PE monté sur patins était équipé d’une cartouche à membrane d’OI de 4 po × 40 po (d’une superficie de 82 pi²), d’un filtre à charbon actif ou à sédiment pré-membrane, d’un filtre à charbon actif post-membrane optionnel, et d’un réservoir optionnel pour l’eau produite. Le strontium naturel était l’un des 17 produits chimiques et microorganismes problématiques testés. Contrairement aux autres produits chimiques et microorganismes problématiques, le strontium, le césium et le cadmium ont été combinés aux fins de l’essai avec les échantillons de perméat et d’influent prélevés au début et à la fin de l’opération de 30 minutes. Les mesures des triplicats d’influent et d’eau traitée ont indiqué que les concentrations de strontium étaient tombées de 990 à 2 µg/L, soit l’équivalent d’une élimination de > 99 % (NSF, 2006a).

Le dispositif d’OI Watts Premier WP-4V pour PU était composé d’une membrane d’OI, d’un filtre à sédiments (pour l’enlèvement des matières particulaires), d’un filtre à charbon préactivé (pour l’enlèvement du chlore), d’un filtre à charbon postactivé, et d’un réservoir de stockage de 3 gallons. En ce qui concerne le strontium et les trois autres produits chimiques inorganiques, l’essai individuel a été mené avec uniquement la membrane d’OI en place. Une fois de plus, les analyses chimiques ont indiqué une élimination quasi complète du strontium, ses concentrations ayant été réduites de 920 à 1 µg/L (NSF, 2006b).

L’unité d’OI EcoWater Systems ERO-R450E pour PU était également équipée d’une membrane d’OI, de filtres à charbon pré- et postactivés, et d’un réservoir de stockage de 3,1 gallons. Avant l’essai, la membrane d’OI a été mise en condition de fonctionnement avec de l’eau pendant sept jours. À l’instar du dispositif Watts Premier WP-4V pour PU, le dispositif ERO-R450E pour PU a été testé avec seulement la membrane d’OI en place ainsi qu’avec une seule substance chimique inorganique problématique. Une élimination du strontium de plus de 96 % a été observée, et les concentrations ont été réduites d’une moyenne de 960 µg/L à une moyenne de 33 µg/L (NSF, 2005a).

Le dispositif d’OI Pall/Kinetico Purefecta^MC pour PU était composé d’une membrane d’OI, d’un filtre à charbon préactivé ou à sédiments, d’un filtre biologique à bactéries/virus Pall, et d’un réservoir sous pression à parois souples de 3 gallons pour le stockage du perméat. Après avoir été mis en condition de fonctionnement pendant sept jours, le dispositif équipé uniquement de la membrane d’OI a été testé avec un seul produit chimique problématique pendant une journée. Une élimination quasi complète (99 %) a été observée; les concentrations de strontium ont été réduites de 850 à 2 µg/L (NSF, 2005b).

Plusieurs systèmes d’adoucissement par EI pour PE, sans description des composants des systèmes ni des conditions de fonctionnement, ont permis d’obtenir une élimination variant de 96,3 % à 100 % pour le traitement de concentrations de strontium variant de 0,27 à 8,22 mg/L (O’Donnell et Lytle, 2014). Les particuliers qui possèdent un puits privé doivent être conscients que l’utilisation d’adoucisseurs par échange d’ions sous forme de sodium peut résulter en une quantité non souhaitée de sodium dans l’eau traitée. La contribution dans l’eau du sodium provenant d’un adoucisseur d’eau variera en fonction du niveau de dureté de l’eau.

8.0 Cinétique et métabolisme

8.1 Absorption

Lorsqu’elles sont ingérées, les formes de strontium solubles ou qui se retrouvent dans les aliments sont rapidement absorbées par l’estomac et l’intestin grêle, le taux d’absorption étant le plus élevé de 1 à 2 heures après l’ingestion (Skoryna, 1981; Leeuwenkamp et coll., 1990). Un taux moyen d’absorption orale de 22-25 % a été signalé, qui variait principalement selon la dose et l’âge du sujet, mais aucune différence majeure entre les sexes et les espèces n’a été relevée (Kahn et coll., 1969; Kostial et coll., 1969; CIPR, 1993; Sips et coll., 1996; Apostoaei, 2002; Li et coll., 2006). À faibles doses, l’absorption est proportionnelle à la dose orale; or, cette proportion baisse à mesure que les doses augmentent ou lors d’une ingestion avec des aliments ou du calcium (Skoryna, 1981; Sips et coll., 1996; Nielsen, 2004).

Chez l’humain, des taux d’absorption supérieurs ont été observés dans l’eau potable (moyenne de 57 % et maximum de 97 %) par rapport à de la laitue, du lait, des aliments pour bébé ou des solutions de calcium (moyennes de 27 à 45 %; Li et coll., 2006). Il a aussi été observé que les polysaccharides, les alginates et la pectine présents dans les aliments diminuaient l’absorption du strontium, comparativement à lorsque le strontium était administré dans de l’eau potable à 10 volontaires adultes (Höllriegl et coll., 2004). L’absorption de strontium est augmentée par un faible apport en calcium et par le jeûne, de 20 et 25 % jusqu’à 40 et 55 %, respectivement (CIPR, 1993). Wellman et coll. (1966) ont démontré un taux de rétention du strontium plus élevé chez les nourrissons que chez les enfants de 6 à 9 ans, bien qu’aucun détail n’ait été donné sur la dose et la durée de l’exposition. Des variations (de -47 à 59 µg de strontium) du taux d’absorption (apport provenant du lait maternel moins l’excrétion fécale) ont été observées chez les nourrissons (n = 12 nourrissons âgés de 6 à 8 jours) (Harrison et coll., 1965).

Les jeunes rats absorbent une proportion plus élevée de strontium que les rats plus âgés, possiblement en raison d’une formation osseuse accrue (Kshirsagar, 1985; Apostoaei, 2002). L’absorption de 1 µCi de ⁸⁵SrCl était supérieure chez les rats âgés de 14 à 18 jours (95 %, ± 0,4, n = 31 rats) que chez les rats âgés de 22 jours (74 %, ± 2,4, n = 5 rats), ceux âgés de 6 à 8 semaines (25 %, ± 1,0, n = 45 rats) et ceux âgés de 60 à 70 semaines (11 %, ± 0,8, n = 24 rats) (Taylor et coll., 1962). Dans une autre étude, des rats âgés de 22 jours à qui on a administré des niveaux différents de calcium (0,1–2 %) et un niveau fixe de strontium (0,04 µCi/g d’aliments) exercent moins de discrimination à l’égard du strontium que des rats âgés de 200 jours (les jeunes rats ont absorbé davantage de strontium) (Palmer et Thompson, 1964). Les jeunes rats commencent à absorber du calcium de manière préférentielle (concurrence avec le strontium) lorsqu’ils atteignent l’âge d’un an environ (Kshirsagar, 1985).

Lorsque les niveaux de calcium dans le plasma baissent, la sécrétion de parathormones est stimulée, ce qui se traduit par une augmentation de l’absorption du strontium, des taux de remodelage osseux, et du nombre de transporteurs de calcium dans l’intestin (MacDonald et coll., 1951; Shorr et Carter, 1952; Eisenberg et Gordan, 1961; Sips et coll., 1996; Sairanen et coll., 2000; Apostoaei, 2002; Llinas et coll., 2006). Le strontium rivalise avec le calcium pour l’absorption dans le duodénum, bien que le strontium affiche une affinité inférieure pour les transporteurs intestinaux (Kahn et coll., 1969; Schrooten et coll., 1999). Les rats à qui on a administré des niveaux de calcium inférieurs (0,1 %) présentaient des taux de rétention osseuse du ⁹⁰Sr plus élevés que ceux des rats à qui on a administré des niveaux de calcium supérieurs (2 %) (Palmer et Thompson, 1964). Lors d’expériences ex vivo menées sur des tissus duodénaux, le calcium a réduit l’absorption du strontium plus que le strontium a réduit l’absorption du calcium (Hendrix et coll., 1963). D’autres facteurs comme le polymorphisme de la vitamine D, les niveaux de vitamine D et l’apport en magnésium peuvent également se répercuter sur les taux d’absorption du strontium (Hendrix et coll., 1963; Vezzoli et coll., 2002).

Une dose orale unique de 500 mg de gluconate de strontium donnée à un patient humain s’est traduite par une absorption rapide avec un pic de concentration sérique (Cmax) à 4 heures (Skoryna, 1981). L’absorption du strontium est devenue biphasique à la suite de l’administration de 2,5 mmol de strontium (667 mg de SrCl₂) à 6 hommes en bonne santé (Leeuwenkamp et coll., 1990). Le Cmax moyen était de 3,55 µg/mL et la région sous la courbe était de 9 138 µg mL/min (Leeuwenkamp et coll., 1990). Dans une autre étude, la concentration plasmatique maximale du strontium a été atteinte après 2,9 h chez 16 hommes à qui on a administré une dose orale de 2,5–5,0 mmol de SrCl₂ (Sips et coll., 1996). Après une exposition orale unique à 2 g de SrR (contenant 680 mg de strontium), le Cmax était de 6 mg/L et le volume de distribution du strontium était de 64 L (EMA, 2005). Des patients à qui on a administré entre 183 et 274 mg par jour de strontium provenant du gluconate de strontium pendant au moins 3 mois affichaient un taux sérique moyen de 5,13 mg/L (Skoryna, 1981). La concentration plasmatique maximale a été atteinte 3 à 6 heures après l’administration d’une dose orale unique de SrR (2 g) (EMA, 2005). Le SrR n’est pas présent dans l’environnement, mais se dissocie in vivo en deux atomes Sr²⁺ et une fraction organique (acide ranélique) (Meunier et coll., 2004; EMA, 2013; Querido et coll., 2016).

Des rats à capuchon exposés à des taux de 0,09, 0,19 ou 0,34 % de chlorure de strontium dans l’eau potable affichaient des taux sériques de strontium moyens de 1,92, 3,8 et 8,68 mg/L après 3 mois, respectivement (Skoryna, 1981). Le taux d’absorption a diminué après 2 ans. Il a été démontré que des rats en lactation absorbaient deux fois la quantité de strontium absorbée par des rats qui n’étaient pas en lactation (Kostial et coll., 1969).

8.2 Distribution

À l’instar du calcium, le strontium parvient à la plupart des organes du corps et peut former des complexes avec le carbonate, le phosphate, le citrate, le lactate et l’hydroxyapatite, ce qui mène à sa distribution rapide et à son accumulation dans les os et les dents; 99 % de sa charge corporelle se situe dans le squelette (Storey, 1968; El et Rousselet, 1981; Humphrey et coll., 2008). À part dans les os, les concentrations de strontium les plus élevées se trouvent dans les tissus rénaux, pulmonaires, surrénaliens, cérébraux, cardiaques, musculaires et hépatiques chez l’animal, et dans les tissus musculaires, adipeux et cutanés chez l’humain (Schroeder et coll., 1972; Skoryna, 1981). Des rats à capuchon exposés à des taux de 0,09, 0,19 ou 0,34 % de chlorure de strontium dans l’eau potable présentaient des rapports de strontium/calcium dans les os de 1:50, 1:27 et 1:12, respectivement (Skoryna, 1981). À l’intérieur des cellules, le strontium est principalement lié à des protéines liant le calcium (Ca²⁺ATPases, antiport Na⁺-Ca⁺, etc.) et ses concentrations les plus élevées se trouvent dans les mitochondries, le réticulum sarcoplasmique, les lysosomes et les microsomes (Skoryna, 1981). Il parvient aux os de façon hétérogène et remplace le calcium dans les cristaux d’hydroxyapatite par échange de surface ou substitution ionique (Skoryna, 1981).

La concentration de strontium dans les os peut varier d’un individu à l’autre, selon différents facteurs (exposition, absorption, âge, alimentation, prise de médicaments, sexe, site squelettique, moment de la journée, etc.). Il n’est pas certain que la concentration de strontium dans les os plafonne avec le temps chez l’humain (Bärenholdt et coll., 2009; Doublier et coll., 2011; Moise et coll., 2012). Il a été constaté que le rapport strontium-90/calcium dans les os augmentait le plus rapidement durant la première année de vie, comparativement à des résidents britanniques plus âgés durant la période très active d’essais nucléaires de 1959-1968 (Papworth et Vennart, 1984). Les auteurs ont estimé que 10 % du strontium alimentaire était intégré aux os des nouveau-nés. Cette proportion descendait à 4,5 % à 5 ans, puis montait à 9,5 % à 15 ans avant de tomber à 4,5 %, ce qui correspond à la moyenne chez l’adulte. Chez les adultes, on a constaté que les concentrations de strontium dans les os augmentaient avec l’âge, et qu’elles étaient plus élevées dans le tissu trabéculaire par rapport aux tissus osseux corticaux et ostéoïdiens (Bärenholdt et coll., 2009; Roschger et coll., 2010; Moise et coll., 2012).

Chez 32 femmes atteintes d’ostéoporose, les concentrations les plus élevées de strontium dans les os (moyenne de 1,1 %) ont été observées chez celles ayant reçu le supplément de SrR pendant la plus longue période (7–8 ans). Une forte variabilité existait parmi les patients quant à la capture osseuse du strontium (Bärenholdt et coll., 2009). Dans les fémurs de 14 femmes postménopausées, le strontium avait tendance à se répartir entre les matrices osseuses et les lignes cémentantes, et était associé de façon significative au calcium et au degré de minéralisation (Pemmer et coll., 2013). Le volume de distribution du strontium était de 71 L sur une période de 20 jours chez 10 hommes volontaires à qui on avait injecté par voie intraveineuse 5 mmol de gluconate de strontium (Moroas et coll., 1991).

Le passage transplacentaire est probable, étant donné que la charge fœtale de strontium s’est avérée plus élevée chez des rats à qui on avait injecté du strontium au cours de périodes de gestation à ossification élevée (Rönnbäck 1986). Le strontium est transféré dans le lait maternel, et des ratons F1 présentaient une concentration plasmatique de strontium deux fois plus élevée après l’allaitement comparativement à leurs mères (EMA, 2014). D’ailleurs, de fortes doses orales de SrR données à des rats (750 mg/kg p.c. par jour) se sont traduites par un rapport lait maternel/plasma de 73 et par des concentrations plasmatiques élevées chez les nouveau-nés (Laboratoires Servier, 2016).

8.3 Métabolisme

Le strontium n’est pas métabolisé, mais interagit avec les protéines et les anions inorganiques tels que le carbonate et le citrate (EMA, 2005).

8.4 Excrétion

Le strontium est principalement éliminé par l’urine et les selles chez l’humain et chez l’animal (Harrison et coll., 1965; Skoryna, 1981; Schrooten et coll., 1999; Cohen-Sohal, 2002; EMA, 2005). Une étude menée auprès de 25 nourrissons a constaté que le strontium était surtout éliminé par les fèces et que l’élimination augmentait de façon linéaire avec l’apport en strontium (Kahn et coll., 1969). L’élimination corporelle du strontium est lente, et il a été démontré qu’une réabsorption tubulaire rénale se produisait (ATSDR, 2004). Après l’exposition, la phase rapide d’élimination est suivie d’une phase lente reflétant l’élimination lente du squelette (OMS, 2010). L’élimination des réserves osseuses échangeables, le remplacement par le calcium et l’élimination par les ostéoclastes sont les mécanismes responsables de l’élimination du strontium des os (Cohen-Sohal, 2002).

Chez 6 hommes en bonne santé à qui on a administré 667 mg de SrCl₂ 6H₂O par voie orale, les demi-vies d’élimination plasmatique étaient de 5,2 heures pour la première phase et de 47,3 heures pour la deuxième phase, et l’élimination était de 100 mL/min/1,74 m² (Leeuwenkamp et coll., 1990). Dans cette étude, il a été démontré que le strontium était excrété de manière plus efficace par l’urine que le calcium. Chez 10 hommes volontaires à qui on a injecté 5 mmol de gluconate de strontium par voie intraveineuse, on a observé une élimination totale de 13,5 L par jour, une élimination rénale de 7,8 L par jour, ainsi qu’une demi-vie de 5,4 jours sur une période de 20 jours (Moroas et coll., 1991). Les concentrations plasmatiques de strontium avoisinaient la limite de détection après 20 jours. Dans une autre étude, l’élimination moyenne du strontium était de 4 L par jour (plage de 0,7 à 9,2 L) chez des enfants de 4 à 14 ans (n = 12) et de 9,7 L par jour (plage de 7,4 à 12,7 L) chez des adultes de 35 à 63 ans à qui on avait administré une dose de 5 mg de strontium par voie orale (Sutton et coll., 1971). Des humains exposés à du strontium radioactif pendant des décennies en Russie présentaient des demi-vies corporelles (élimination du strontium) de 16 et de 28 ans pour les femmes et les hommes, respectivement (Tolstykh et coll., 2014). En ce qui concerne la demi-vie plus courte chez les femmes, on a avancé l’hypothèse que cela reflétait les taux supérieurs de perte osseuse chez les personnes postménopausées. Les éliminations plasmatique et rénale ont été estimées à 17,3 et 10,1 L par jour, respectivement, et la demi-vie a été estimée à 50–60 heures, après exposition à une dose orale unique de 2 g de SrR (renfermant 680 mg de strontium) (EMA, 2005; Laboratoires Servier, 2016). Des rats Sprague-Dawley à qui on a injecté par voie intrapéritonéale 20 µCi de SrCl₂ présentaient une demi-vie de strontium de 113,7 jours (Cohn et Gusmano, 1967). Chez les rats et les singes, des demi-vies de 78 et 23 jours et des volumes de distribution de 71 et 15 L ont été observés lorsque des doses de 75–1150 et 9–940 mg de SrR/kg p.c. ont été administrées par voie orale, respectivement (EMA, 2005).

8.5 Modèles pharmacocinétiques à base physiologique

La Commission internationale de protection radiologique (CIPR, 1993) a élaboré un modèle compartimental de la cinétique des éléments alcalino-terreux, dont le strontium radioactif, chez l’humain qui s’applique aux nourrissons, aux enfants, aux adolescents et aux adultes (Shagina et coll., 2015a, b, c). Cependant, ce modèle met l’accent sur la dosimétrie humaine et les coefficients de dosage en fonction de l’âge, et ne caractérise pas la variabilité au sein des groupes d’âge. Le modèle a révélé des variations d’un groupe d’âge à un autre, et a estimé que les nourrissons absorbaient 60 % du strontium ingéré et que cette proportion descendait à 30 % à l’âge adulte.

Un modèle pharmacocinétique à base physiologique a été mis au point pour estimer l’exposition osseuse de rats femelles Sprague-Dawley adultes ovariectomisées à qui on a administré du SrR (250 mg/kg par jour) pendant 6 mois (Pertinez et coll., 2013). Cependant, la forme de strontium et le modèle animal ostéoporotique ne sont pas représentatifs de l’exposition environnementale au strontium de la population en général.

9.0 Effets sur la santé

9.1 Effets sur la santé humaine

En résumé, il a été démontré que la supplémentation en strontium était bénéfique pour les os; par contre, le rachitisme, l’ostéomalacie et des effets sans gravité (des dérangements gastro-intestinaux, par exemple) ont été associés à une exposition environnementale. Des effets secondaires graves comme des effets cardiovasculaires ont été associés à une supplémentation clinique de SrR à des participants atteints d’ostéoporose (tous les patients ont aussi reçu des suppléments de vitamine D et de calcium). L’importance des effets signalés sur la santé humaine est limitée quant à l’évaluation des risques associés au strontium dans l’eau potable. La qualité médiocre de la base de données sur l’environnement, le manque de cohérence d’un essai clinique à un autre, les essais conçus pour mettre l’accent sur les effets bénéfiques pour les os, la faible amplitude des effets secondaires, ainsi que la faible pertinence des essais de médicaments dans le contexte de l’eau potable à cause des différences au sein des sous-populations étudiées empêchent d’utiliser la base de données épidémiologiques en vue du calcul d’un PDD. En outre, l’augmentation du risque d’effets cardiovasculaires a été observée seulement chez des patients atteints d’ostéoporose et ayant des antécédents de maladies cardiovasculaires. De plus, les taux d’effets cardiovasculaires étaient similaires à ceux de la population en général; ils n’ont pas été observés dans des études individuelles ou d’autres essais cliniques à grande échelle, et aucun mécanisme d’action n’a été suggéré.

9.1.1 Effets bénéfiques

Le strontium est vraisemblablement un élément trace non essentiel (son rôle dans le renouvellement des cellules osseuses n’est pas entièrement compris). La prise de suppléments de sels de strontium (SrR, citrate de strontium, etc.) s’est avérée bénéfique pour les os de modèles animaux d’ostéoporose à des doses de 600 mg/kg p.c. par jour (Bain et coll., 2009; Zhao et coll., 2015). Il a également été démontré que la densité osseuse s’améliorait chez des patients atteints d’ostéoporose après la prise de suppléments quotidiens de 680–1360 mg de strontium provenant du SrR lors de nombreux essais cliniques à double insu (Roschger et coll., 2010; Doublier et coll., 2011; Genuis et Bouchard, 2012; Reginster et coll., 2010, 2014, 2015). La concentration de strontium dans l’eau potable a été associée négativement à l’apparition de caries; cependant, la nature de ce lien n’a pas encore été définie (Athanassouli et coll., 1983; Curzon, 1985; Li et coll., 2013; Lippert et Hara, 2013).

9.1.2 Exposition aiguë

Très peu d’études ont fait état de la toxicité aiguë du strontium. Des doses orales uniques pouvant aller jusqu’à 7,5 g de strontium (provenant de 11 g de SrR) ont été bien tolérées et n’ont pas causé de symptômes chez de jeunes hommes volontaires en bonne santé (Laboratoires Servier, 2016).

9.1.3 Exposition chronique

9.1.3.1 Toxicité squelettique

Malgré de très nombreuses preuves des effets sur les animaux, peu d’études épidémiologiques ont fait état des effets de l’exposition environnementale du strontium sur les humains. L’ATSDR (2004) a signalé que les effets osseux pouvaient se produire lorsque les enfants étaient exposés à des concentrations élevées (les doses n’ont pas été spécifiées) de strontium et qu’ils présentaient des carences en vitamine D et en calcium.

En Turquie, des enfants âgés de 6 à 60 mois (n = 2 140) vivant dans une région où le sol renfermait une concentration élevée de strontium (> 350 ppm) avaient une prévalence accrue de présenter un ou des symptômes de rachitisme (c.-à-d. le trouble de minéralisation de l’ostéoïde chez l’enfant, caractérisé par un enflement des poignets, des malformations osseuses, un craniotabès [ramollissement des os du crâne], un chapelet costal [expansion des extrémités des côtes antérieures aux jonctions costochondrales], une taille et un poids anormaux) comparativement à ceux vivant dans des régions présentant des niveaux faibles (< 350 ppm) (Ozgür et coll., 1996). Cependant, les apports quotidiens en strontium et les niveaux de vitamine D chez les sujets à l’étude n’ont pas été estimés et les enfants présentaient un mauvais état nutritionnel, dont des apports faibles en protéines et en calcium (non représentatif de l’alimentation type des Canadiens).

L’analyse des os de 100 patients sous dialyse provenant de différents pays a révélé que la concentration de strontium était supérieure chez les patients atteints d’ostéomalacie (trouble de minéralisation des os chez l’adulte équivalant au rachitisme chez l’enfant) comparativement à ceux atteints d’ostéodystrophie rénale (D’Haese et coll., 2000). Néanmoins, les auteurs ont indiqué que le rôle joué par le strontium dans l’ostéomalacie restait à définir, que les patients souffrant de dysfonctionnements rénaux ne représentaient pas nécessairement la population canadienne en général, et que les os des patients atteints d’ostéomalacie affichaient également des concentrations élevées d’aluminium.

9.1.3.2 Toxicité cardiovasculaire et réactions d’hypersensibilité

Les preuves relatives aux risques d’effets cardiovasculaires suivant une exposition environnementale au strontium sont limitées et les résultats n’ont démontré aucun effet indésirable. Une étude a révélé que les niveaux de strontium dans l’eau potable (0,4 à 37,8 mg/L) et dans l’urine étaient liés négativement à la mortalité cardiovasculaire (association de protection) chez des personnes de plus de 45 ans qui résidaient au Texas (Dawson et coll., 1978).

De fortes doses orales de strontium (680–1360 mg par jour provenant du SrR) ont été associées à de graves effets secondaires, notamment des effets cardiovasculaires, dans certains essais cliniques portant sur l’ostéoporose. Un risque légèrement plus élevé de thrombo-embolie veineuse (TEV) (risque relatif [RR] = 1,6; intervalle de confiance [IC] à 95 % : 1,0, 2,0) a été observé chez les utilisateurs de SrR lorsqu’on combine deux vastes études européennes à double insu et contrôlées contre placebo (une étude de l’intervention thérapeutique à l’égard de l’ostéoporose touchant la colonne vertébrale [SOTI] et une étude du traitement de l’ostéoporose périphérique [TROPOS]). La mise en commun des études s’est traduite par un risque fortement accru (RR = 1,6; IC à 95 % = 1,07; 2,38) d’infarctus du myocarde au sein des groupes prenant du SrR comparativement aux groupes prenant le placebo (EMA, 2014; Laboratoires Servier, 2016). Cependant, les taux étaient similaires à ceux de la population en général et n’ont pas été observés par les études individuelles incluses dans le calcul du RR (Cianferotti et coll., 2013; Reginster et coll., 2014; Laboratoires Servier, 2016). De plus, aucun mécanisme d’action à l’origine de ces effets hypothétiques n’a été élucidé, et les patients atteints de TEV présentaient déjà divers facteurs de risque (âge, immobilité, antécédents médicaux, etc.; Reginster et coll., 2013).

Aucune différence n’a été observée dans les biomarqueurs de l’hémostase ni dans les indices de biochimie cardiovasculaire chez des femmes atteintes d’ostéoporose ayant reçu 2 g de SrR par jour (n = 40) pendant 12 mois comparativement aux valeurs de base ou au groupe placebo (n = 40), et il n’y a eu aucun cas de TEV (Atteritano et coll., 2015). Cette situation a également été observée dans une étude menée par Ulger et coll. (2012), au cours de laquelle les paramètres hémorhéologiques (morphologie des érythrocytes et viscosité sanguine) n’avaient pas changé après 2 mois de traitement pendant lesquels 2 g de SrR par jour avaient été administrés à 22 femmes atteintes d’ostéoporose. Une étude de cohortes menée dans un contexte de pratique générale en Angleterre a révélé que les patients (n = 10 865, moyenne de 73 ans, 91 % de femmes) prenant 2 g de SrR par jour ne présentaient pas de risque accru de TEV comparativement aux autres groupes de patients (Osborne et coll., 2010).

Un autre effet secondaire rare mais grave, un syndrome de réaction d’hypersensibilité sévère caractérisé par une éruption cutanée d’origine médicamenteuse et par des symptômes d’éosinophilie et systémiques (DRESS), a été observé lors de la surveillance après la mise en marché du SrR (< 20 pour 570 000 patients-années d’exposition) et avait également été associé auparavant à l’administration d’autres médicaments (Meunier et coll., 2009; Cianferotti et coll., 2013). Cependant, une étude de cohortes menée en Angleterre (n = 10 865) n’a révélé aucun cas de DRESS chez des patients prenant 2 g de SrR par jour (Osborne et coll., 2010). L’absence d’un tel effet a été appuyée par une étude rétrospective menée auprès de femmes postménopausées traitées au SrR (n = 12 702) dans 7 pays d’Europe (Audran et coll., 2013). Une publication sur la pharmacovigilance et l’innocuité des médicaments en France a fait état d’effets similaires sur la santé (cardiovasculaires, digestifs, cutanés, etc.) ayant été signalés par des utilisateurs de SrR entre 2006 et 2009 (Jonville-Bera et Autret-Leca, 2011). Néanmoins, la causalité n’a pu être déterminée en fonction de ce type de rapport, puisqu’il n’y avait aucune comparaison avec les groupes témoins ou les taux de référence des effets sur la santé (association seulement, aucune information sur un risque potentiel).

Lors de trois autres études à double insu et contrôlées contre placebo (prévention de la perte osseuse postménopausique précoce par l’administration de SrR [PREVOS], administration de strontium pour le traitement de l’ostéoporose [STRATOS] et essai de l’efficacité du SrR dans le traitement de l’arthrose du genou [SEKOIA]), entre 0,5 et 2 g de SrR par jour ont été administrés à des centaines de patients pendant 2 ans dans environ 100 centres européens. Aucune différence en termes d’effets nocifs de thérapie n’a été observée comparativement aux groupes placebos après 2 ans de traitement, et aucun cas de TEV ou de DRESS n’est survenu (Reginster et Meunier, 2003). Des doses allant jusqu’à 4 g de SrR par jour pendant 25 à 147 jours ont également été bien tolérées par des femmes postménopausées incluses dans les sous-groupes de sécurité de ces essais (Laboratoires Servier, 2016). Bien que le SrR ait été approuvé pour le traitement de l’ostéoporose chez les personnes âgées dans toute l’Union européenne en 2004, son utilisation a été restreinte par la suite (EMA, 2014) parce que des études cliniques aléatoires contrôlées contre placebo menées auprès d’environ 7 500 femmes postménopausées ont révélé un risque accru d’infarctus du myocarde (1,7 %) comparativement aux témoins (1,1 %) (RR : 1,6; IC à 95 % : 1,07-2,38). L’analyse a également révélé un déséquilibre du nombre de troubles cardiaques graves (angine de poitrine, coronaropathie) chez les hommes atteints d’ostéoporose sévère qui ont pris le médicament comparativement à ceux qui ont pris le placebo (8,7 % comparativement à 4,6 %).

Aucun effet nocif n’a été observé après l’administration de suppléments contenant du strontium provenant soit du citrate de Sr (de 6 mois à 1 an), du gluconate de Sr (au moins 3 mois), ou du lactate de strontium (de 3 mois à 4 ans) à des patients de quatre différentes études (Shorr et Carter, 1952; Skoryna, 1981; Kaats et coll., 2011; Michalek et coll., 2011). De plus, aucune augmentation du risque d’effets cardiovasculaires chez les utilisateurs de SrR n’a été observée dans 2 études danoises rétrospectives (Abrahamsen et coll., 2014; Svanstrom et coll., 2014) et dans une étude de cas-témoins emboîtés menée au Royaume-Uni (Cooper et coll., 2014). Cependant, les auteurs ont averti que les maladies cardiovasculaires de référence étaient courantes chez les utilisateurs de SrR, et que l’utilisation du SrR était associée à une augmentation de la mortalité chez les patients atteints d’ostéoporose (Abrahamsen et coll., 2014).

9.1.3.3 Toxicité gastro-intestinale et autres effets

L’administration de SrR a été bien tolérée dans de nombreux essais cliniques et il a été constaté que la plupart des effets nocifs était légers et passagers (Kaufman et coll., 2013; Laboratoires Servier, 2016). L’administration de 2 g de SrR par jour, en association avec du calcium et de la vitamine D, à des femmes atteintes d’ostéoporose âgées de plus de 50 ans a été associée à des taux supérieurs de nausées, de diarrhée et de maux de tête en début de traitement lors d’essais à grande échelle (SOTI et TROPOS), mais aucune différence ne s’est maintenue avec le temps (Reginster et Meunier, 2003; Meunier et coll., 2004; Roux, 2007; Compston, 2014; Reginster et coll., 2014). En outre, la créatine kinase était légèrement élevée, mais demeurait dans les valeurs normales, ce qui pourrait représenter une préoccupation pour les personnes aux prises avec une fonction rénale altérée.

9.1.4 Cancérogénicité

Quelques études épidémiologiques ont observé des associations entre l’exposition au strontium et le cancer, notamment le cancer du sein (Chen et coll., 2012), le cancer du côlon (Kikuchi et coll., 1999) et les cancers gastriques (Nakaji et coll., 2001). Cependant, ces études préliminaires ont été menées rétrospectivement, et on ne sait pas comment les covariables ont été intégrées à l’évaluation (Helicobacter pylori, régimes alimentaires en Asie, etc.).

9.1.5 Toxicité pour le développement et la reproduction

Une étude rétrospective a comparé l’exposition au strontium provenant de l’eau potable, des cultures et du sol dans deux régions de la Chine, l’une présentant une prévalence élevée d’anomalies congénitales dont un raccourcissement des membres, et l’autre présentant une prévalence faible de telles anomalies (Yu et coll., 2011). Les niveaux de strontium dans l’eau fluviale, l’eau des puits, les terres cultivées et le maïs étaient inversement associés aux anomalies congénitales (niveau de strontium supérieur dans la région où la prévalence d’anomalies congénitales était faible). Une étude écologique n’a observé aucune association entre la concentration de strontium dans le sol et les anomalies du tube neural présentes lors des naissances survenues entre 2002 et 2004 dans la région de Luliang en Chine (Huang et coll., 2011). Une étude transversale fondée sur les données de 2011 à 2012 de la National Health and Nutrition Examination Survey des États-Unis et menée auprès de 5 107 individus a révélé une probabilité accrue de présenter de bas niveaux de testostérone avec l’augmentation de la concentration en strontium de l’urine (Xu et coll., 2015). Cependant, ces études sont limitées en raison de la mauvaise estimation de l’exposition et de la possibilité d’un effet résiduel de confusion.

En conclusion, les données humaines appuient les effets observés chez les animaux; par contre, elles ne fournissent pas suffisamment de renseignements pour déterminer un point de départ, et les effets du SrR observés lors de certains essais chez les personnes âgées ne s’appliquent pas à toutes les étapes du développement osseux.

9.2 Effets sur les animaux de laboratoire

De fortes doses de composés renfermant du Sr²⁺ dans l’eau potable, les aliments ou des suppléments ont été associées à des défauts osseux (rachitisme et ostéomalacie, minéralisation osseuse anormale et diminuée en plus d’une accumulation ostéoïde) dans des études animales (concentrations ≥ 0,3–0,4 % dans l’alimentation, ou doses de ≥ 525 mg/kg p.c. par jour, avec une dose sans effet nocif observé (NOAEL) de 425 mg/kg p.c. par jour pour la calcification osseuse). Bien que le dosage indiqué dans la majorité des études s’est avéré faire référence au strontium ionique, de nombreuses études animales utilisant des sels de strontium ne précisent pas clairement si la dose indiquée fait référence à du strontium ou à un complexe du strontium. La dose a donc été exprimée en utilisant les mêmes mots que les auteurs de ces études. Lorsque cela était possible, on a communiqué avec les auteurs d’études faisant état de données clés afin de confirmer que les doses avaient été correctement interprétées.

9.2.1 Toxicité aiguë

Les valeurs de la dose létale moyenne (DL₅₀) par voie orale chez les souris s’élèvent à 1 800 mg de Sr(NO₃)₂/kg p.c. et à 2 700–2 900 mg de SrCl₂/kg p.c. (ATSDR, 2004), alors que les valeurs de la DL₅₀ chez les rats s’élèvent à > 2 000 mg de SrCO₃ et de Sr(NO₃)₂/kg p.c. Des doses uniques allant jusqu’à 2 500 mg/kg p.c. de SrR administrées par voie orale à des rongeurs, des chiens et des singes n’ont montré aucune toxicité, à l’exception d’un vomissement chez les singes (EMA, 2005).

9.2.2 Exposition de courte durée et subchroniques

9.2.2.1 Effets bénéfiques

Des animaux (des rats adultes, des souris de 21 jours et de 6 semaines, ainsi que des chèvres de 6 à 8 ans ovariectomisées) ayant reçu de faibles niveaux quotidiens de strontium (0,27–0,3 % de Sr donné sous forme de chlorure de strontium ou de phosphate de strontium, ou 68–612 mg de Sr/kg p.c. donné sous forme de SrR) dans des aliments ou de l’eau potable ont vu leurs paramètres squelettiques s’améliorer; par exemple, la densité minérale osseuse et les taux de formation osseuse du fémur, des vertèbres et de l’os trabéculaire ont augmenté après 8 à 104 semaines (Marie et Hott, 1986; Grynpas et coll., 1996; Delannoy et coll., 2002; Li et coll., 2012). Plus particulièrement, des rats de 28 jours ayant reçu 168 mg de Sr/kg p.c. par jour (en plus de 77 mg de calcium/kg p.c. par jour, ce qui est considéré comme un apport faible en calcium) ont affiché, après 8 semaines, une augmentation de 17 % du volume osseux minéralisé ainsi que des surfaces ostéoïdes et ostéoblastiques comparativement aux témoins qui ne recevaient aucun supplément de strontium (Grynpas et coll., 1996). Le taux d’apposition minérale, l’épaisseur ostéoïde et le délai de minéralisation étaient similaires d’un groupe à l’autre, ce qui appuie une absence d’effets nocifs dans les os.

9.2.2.2 Toxicité squelettique

Il a été démontré que de fortes doses de strontium entraînaient des anomalies du cartilage de conjugaison (surtout à cause de l’élargissement excessif de la zone hypertrophique) et empêchaient la calcification, ce qui menait à une surproduction de tissu osseux ostéoïde non minéralisé. Des anomalies osseuses ont été observées à répétition chez de jeunes animaux de laboratoire (différentes souches de rats et de souris) des deux sexes ayant reçu différentes formes de strontium dans de l’eau potable, des aliments ou des suppléments à des concentrations de ≥ 0,3 % (équivalant à ≥ 525 mg/kg p.c. par jour). Par exemple, on a observé des cas de rachitisme, de réduction du poids corporel, d’inhibition de la minéralisation et de la croissance osseuse, de dos rond et d’activité altérée de la phosphatase alcaline des os après avoir administré à de jeunes rats des deux sexes ≤ 1 % de strontium dans l’alimentation (renfermant de 0,4 à 1,6 % de Ca²⁺) pour des périodes courtes à intermédiaires (de 3 semaines à 9 mois) (Storey, 1961; Johnson et coll., 1968; Kshirsagar, 1976; Marie et coll., 1985; Morohashi et coll., 1994).

Exposition à l’eau potable

De jeunes rats mâles SD sevrés (n = 8 rats par groupe) ont ingéré 0, 0,19 %, 0,27 %, 0,34 % ou 0,4 % de strontium (ce qui correspond à 316 ± 97,4, 425 ± 149, 525 ± 194 ou 634 ± 264 mg de strontium/kg p.c. par jour, respectivement, tel que calculé par les auteurs) sous forme de SrCl₂ dans de l’eau potable ainsi qu’une diète semi-synthétique contenant 0,5 % de calcium^{Note de bas de page 1}, 0,5 % de phosphore, 0,16 % de magnésium et 2 000 UI/kg de vitamine D pendant 9 semaines (Marie et coll., 1985). Une histomorphométrie des septième et huitième vertèbres caudales a été effectuée au moyen d’un oculaire intégrateur de Zeiss de 100 points et d’un analyseur d’images semi-automatique. On a mesuré la teneur en minéraux après avoir séché et dissous le fémur et le tibia droits dans de l’acide chlorhydrique. Le taux de calcification endostéale (en µm par jour) a été mesuré comme étant la distance entre les deux marquages à la tétracycline divisée par le temps écoulé entre les marquages. Un accroissement du tissu ostéoïde (volume, surface et épaisseur) a été observé à toutes les doses de strontium. Le strontium à des concentrations de 0,19, 0,27 et 0,34 % a fait augmenter la densité et le volume de l’os trabéculaire. Une augmentation de la taille des ostéoïdes (volume et surface) a été observée dans tous les groupes exposés au strontium, mais n’était significativement plus élevée qu’à des doses de 0,34 % et 0,4 %. Le rapport ostéoblaste/ostéoïde n’a été réduit qu’à 0,4 %.

Le volume osseux calcifié a été augmenté à 0,19 et 0,34 %; cependant, on a observé une réduction du taux de calcification et du poids des os réduits en cendres, ainsi qu’un accroissement de l’épaisseur ostéoïde à 0,34 et 0,4 %. Aucune différence en termes de consommation d’aliments ou d’eau, de taux de croissance, de taux sériques de vitamine D, de calcium osseux ou de phosphate, ou encore de croissance des tibias n’a été observée entre les groupes prenant du strontium et les témoins. Étant donné que l’accroissement de la formation ostéoïde n’a pas été accompagné d’une réduction de la calcification ou des taux de résorption à des doses de 0,19 et 0,27 %, les auteurs ont conclu que cela était associé à une augmentation des centres actifs de formation osseuse, et que des doses inférieures à 0,34 % n’étaient pas associées à une inhibition des taux de minéralisation osseuse. Parmi les anomalies osseuses observées à 0,4 % (ou 634 mg/kg p.c. par jour), mentionnons une réduction de la minéralisation, une diminution de la surface ostéoïde doublement marquée et une prolongation du délai de minéralisation. La diminution significative du taux de minéralisation osseuse combinée à l’augmentation de la formation ostéoïde à 0,34 % et 0,4 % sont considérées comme des anomalies osseuses. Le taux de croissance et la consommation d’eau et d’aliments n’étaient pas différents d’un groupe de dose à l’autre à 9 semaines. La vitamine D présente dans le sérum n’était pas différente dans le groupe du strontium comparativement au groupe témoin, alors que le calcium sérique a diminué temporairement à 4 semaines dans le groupe du strontium comparativement au groupe témoin. Les concentrations de phosphate dans l’urine à 4 semaines et de magnésium dans l’urine à 9 semaines étaient considérablement plus basses dans les groupes de doses faibles et intermédiaires, respectivement, par rapport au groupe témoin. Le point de santé le plus sensible et le plus complet est la réduction de la minéralisation osseuse à une concentration de strontium de 0,34 % (525 mg/kg p.c. par jour) et peut aussi être désigné comme la dose minimale avec effet nocif observé (LOAEL), la NOAEL étant à 0,27 % (425 mg strontium/kg p.c. par jour).

Exposition alimentaire

Les études comportant un seul groupe de dose à des concentrations légèrement supérieures (variant entre 1,5 et 1,6 %; doses en mg/kg non indiquées) de différentes formes de strontium dans la diète (contenant de 0,04 à 1,2 % de Ca²⁺) pour de courtes périodes (3 à 4 semaines) ont mené à des symptômes osseux similaires ou plus graves chez de jeunes rats mâles sevrés de < 4 semaines comme une dégradation de la calcification osseuse et de la résorption, une prolongation du délai de minéralisation, une réduction du taux d’apposition minérale, des malformations rachitiques accompagnées d’une réduction de la densité et de la croissance des tibias, une diminution du poids corporel, le remplacement de l’os trabéculaire par du tissu ostéoïde (os non minéralisé) avec élargissement des cartilages de conjugaison de la métaphyse et de l’épiphyse, ainsi que des perturbations dans les agencements de cellules osseuses et de volumineuses lacunes extracellulaires (Storey, 1968; Matsumoto, 1976; Reinholt et coll., 1984; Svensson et coll., 1985, 1987; Neufeld et Boskey, 1994). Aucune de ces études n’a indiqué de doses en mg/kg ou la quantité de l’apport alimentaire, et la plupart n’ont utilisé qu’un seul niveau de dose de strontium. Les études les plus pertinentes et exhaustives sont décrites ci-dessous.

Dans une étude de Storey (1961), des rats femelles juvéniles et adultes (n = 3–5 rats par groupe, souche non spécifiée) ont ingéré 1,6 % de calcium et de strontium (provenant du SrCO₃) par voie alimentaire pendant 20 jours à des concentrations de 0, 0,19 %, 0,38 %, 0,75 %, 1 % (seulement pour les jeunes rats), 1,5 % et 3 %; les doses en mg/kg et la quantité de l’apport alimentaire n’ont pas été indiquées par les auteurs; cependant, l’ATSDR (2004) a estimé les doses de 140 à 4 975 mg/kg p.c. par jour. Chez les jeunes rats, des expositions à ≥ 0,38 % de strontium se sont traduites par des irrégularités des plaques cartilagineuses, des zones non calcifiées dans les travées métaphysaires et la diaphyse, l’inhibition de la calcification et une diminution de la teneur en minéraux des os, des altérations de la configuration des colonnes matricielles intercellulaires et des anomalies dans l’organisation de la plaque cartilagineuse. Les effets étaient plus prononcés lorsque les doses étaient plus élevées; on a constaté un élargissement de la plaque épiphysaire et des irrégularités de la zone hypertrophique à 0,75 %; une croissance diminuée, une croissance anormale du cartilage, une mauvaise calcification et une teneur en cendres réduite dans les os à 1,5 %; et enfin, des prolongements de cartilage non calcifié au sein de régions de tissu ostéoïde et une zone hypertrophique encore plus irrégulière à 3 %. Des changements similaires ont été observés chez les rats adultes, mais dans une moindre mesure. Aucun effet nocif n’a été observé à 0,19 % de strontium.

Dans une autre étude, Storey (1962) a exposé des rats adultes et juvéniles des deux sexes (n = 50 au total) à une concentration de 1,8 % de strontium (provenant du SrCO₃, accompagné de 1,5 % de calcium) dans leur alimentation pendant une période allant jusqu’à 9 mois, et des nécropsies en série ont été effectuées tout au long de l’étude (les doses en mg/kg et la quantité de l’apport alimentaire n’ont pas été indiquées). Les jeunes rats présentaient une démarche rachitique, des irrégularités dans la plaque cartilagineuse épiphysaire, dans la calcification et dans les matrices osseuses extracellulaires, ainsi qu’un poids corporel réduit au cours du mois suivant le début de l’administration des doses. Des anomalies structurelles osseuses, des perturbations des agencements de cellules, ainsi que des perturbations des plaques épiphysaires du tibia et du fémur comportant des fragments isolés de cartilage qui remplaçaient en partie des tissus ostéoïdes ont été observées dans les mois suivants jusqu’à 7 mois. La plupart de ces changements ont également été observés chez les rats adultes à partir de 3 mois, mais ils étaient moins sévères.

De jeunes rats Wistar femelles (n = 6-8 par groupe) ont reçu des concentrations de 0,05 %, 0,1 % ou 0,5 % (87,5, 175 ou 875 µmol par jour, respectivement) de strontium provenant du SrCO₃ par voie alimentaire pendant 27 jours durant les 36 à 63 jours de l’étude (Morohashi et coll., 1994). Aucun effet sur la santé n’a été observé à 0,05 % ou 0,1 %, et ni le poids corporel ni la longueur des extrémités du fémur n’ont été touchés à aucune dose. Une réduction de la résorption et des taux de formation des os ainsi qu’un accroissement de l’os trabéculaire ont été observés dans le fémur à une concentration de strontium de 0,5 %.

De jeunes rats SD mâles sevrés (n = 5 rats par groupe) ont reçu 0, 0,19 % ou 0,4 % de SrCl₂ dans de l’eau potable et ont ingéré une alimentation semi-synthétique contenant 0,5 % de calcium pendant 4 et 8 semaines (Grynpas et Marie, 1990). On a observé un accroissement du tissu osseux trabéculaire (volume ostéoïde) après 8 semaines d’administration d’une supplémentation de 0,19 %. Un accroissement de l’épaisseur ostéoïde et une prolongation du temps de minéralisation ont été observés après 8 semaines d’administration d’une supplémentation de 0,4 %. Une tendance à la diminution de la densité et de la minéralisation a été observée lors de l’augmentation des doses, qui s’accompagnait d’une réduction de la longueur des cristaux et d’un remplacement du calcium par le strontium dans les minéraux contenus dans les os.

Des rats Wistar mâles sevrés (n = 5-6 par groupe) ont reçu du Sr₃(PO₄)₂ par voie alimentaire à des concentrations de 0,5, 1 ou 2 % de strontium (les doses en mg/kg n’ont pas été indiquées) pendant 2, 4 ou 6 semaines (Kshirsagar, 1976). Un retard de croissance et une augmentation de l’activité de phosphatase alcaline des os ont été observés à une concentration de 2 %. Aucune déformation osseuse n’a été observée à une concentration de strontium de 0,5 ou 1 %, mais d’importantes altérations des activités enzymatiques (phosphatase alcaline des os, ainsi que phosphatase acide du foie, des intestins et des reins) ont été constatées à 1 %.

L’EMA (2005) a fait état des effets toxicologiques d’études utilisant une supplémentation de SrR, bien que la source des données n’ait pas été spécifiée. Une ostéomalacie, une minéralisation osseuse anormale et une accumulation ostéoïde ont été induites chez des rats ovariectomisés à qui on a administré par voie alimentaire 425 mg de Sr/kg p.c. par jour provenant du SrR pendant 41 semaines. De plus, une ostéomalacie et des déformations des os longs ont été observées chez des souris ayant été exposées à 5 000 mg de SrR/kg p.c. par jour pendant 52 semaines ou à 600 mg de SrR/kg p.c. par jour pendant 104 semaines (aucune anomalie osseuse n’a été observée à la suite d’une administration de 2 500 mg/kg p.c. par jour pendant 52 semaines). Enfin, des singes ovariectomisés affichaient une minéralisation retardée après avoir reçu deux doses de 625 mg de SrR/kg p.c. par jour pendant 52 semaines (aucune anomalie osseuse n’a été observée à la suite d’une administration de 750 mg/kg p.c. par jour pendant 26 semaines ou de deux doses de 250 mg/kg p.c. par jour pendant 52 semaines).

9.2.3 Génotoxicité

La plupart des études ont mis l’accent sur la génotoxicité du strontium radioactif, et les données probantes sur le strontium stable ont généralement démontré une absence de génotoxicité de l’élément. Par exemple, il a été démontré que le SrCl₂ était non génotoxique (aucune inhibition de la croissance des cellules manquant de recombinant comparativement à celles d’une souche sauvage) lors d’un essai de recombinaison utilisant deux souches de la bactérie B. subtilis H17 et M45 (Kanematsu et coll., 1980). La concentration de SrCl₂ qui inhibait de 50 % l’efficacité de clonage des cellules ovariennes de hamsters chinois était élevée comparativement à celle d’autres composés (87 000 µM, comparativement à 240 µM pour le chlorure de manganèse et à 1,3 µM pour le chlorure de cadmium, par exemple) (Tan et coll., 1984). Le strontium (dont la forme est indiquée comme étant du Sr²⁺) n’a pas altéré la fidélité de la réplication de l’ADN des ADN polymérases purifiés à l’aide de matrices polynucléotidiques synthétiques (Loeb et coll., 1977). Lors d’essais sur des cellules bactériennes (Salmonella typhimurium et Escherichia coli) et de mammifères (cellules de fibroblastes de hamsters chinois et lymphocytes humains) in vitro et in vivo chez les rats, les résultats concernant le SrR se sont avérés négatifs en termes de mutagénicité, de génotoxicité et de toxicité chromosomique (EMA, 2005; Laboratoires Servier, 2016). Le SrCl₂ dans l’eau potable (240–2 600 mg/kg p.c.) a entraîné des aberrations chromosomiques (lacunes, bris, non-disjonction et polyploïdie) in vivo dans les cellules de la moelle osseuse de jeunes souris albinos suisses (âgées de 6 à 8 semaines) (n = 5 par ensemble); cependant, certaines de ces concentrations dépassaient la ligne directrice n^o 475 de l’Organisation de coopération et de développement économiques, et l’isotope de strontium n’a pas été mentionné (Ghosh et coll., 1990; OCDE, 1997).

9.2.4 Cancérogénicité

Peu d’enquêtes ont été menées au sujet des effets cancérogènes du strontium. Bien que les formes radioactives du strontium (comme le strontium-90) soient génotoxiques et causent le cancer chez les animaux, les formes stables de strontium ne se sont pas traduites par une augmentation du développement de tumeurs chez les animaux. Aucune évaluation de la cancérogénicité n’a été faite par le Centre International de Recherche sur le Cancer (CIRC), l’U.S. EPA ou le National Toxicology Program (NTP).

L’EMA (2005) a fait état de l’accroissement de tumeurs des cellules thyroïdiennes C chez 344 rats Fischer mâles ayant reçu par voie orale des doses de SrR de 200, 600 et 1 800 mg/kg p.c. par jour (le nombre d’animaux par groupe n’a pas été détaillé). Les augmentations n’étaient pas reliées aux doses (seules la plus faible et la plus élevée des doses étaient significatives), à l’intérieur des contrôles historiques, et les augmentations chez les femelles n’étaient pas importantes. Cependant, les auteurs ont indiqué que les tumeurs des cellules thyroïdiennes C pourraient être plausibles; ils ont invoqué un mécanisme hypothétique mettant en cause une hypercalcémie à long terme, une sécrétion accrue de calcitonine et une hypertrophie des cellules C.

L’EMA (2005) a également fait état d’augmentations de lymphomes lymphocytaires, d’adénomes hépatocellulaires et d’adénomes ovariens, ainsi que d’une combinaison d’adénomes et de carcinomes bronchioloalvéolaires dans les poumons de souris B6C3F1 ayant reçu par voie orale dans l’alimentation des doses de SrR de 150, 225, 300, 450, 625 et 900 mg/kg p.c. par jour pendant 104 semaines; cependant, aucune n’a été considérée comme étant reliée au traitement (aucun détail sur l’étude n’a été fourni).

9.2.5 Toxicité pour la reproduction et le développement

Aucune étude standard sur la reproduction ou le développement utilisant des voies d’exposition pertinentes sur le plan environnemental n’a été effectuée, et la taille des échantillons de l’étude sur l’exposition sous-cutanée était très petite. Il semblerait que le strontium ait un effet nocif sur l’organogénèse osseuse, qui se poursuit après la naissance, chez les rongeurs sevrés et juvéniles, tel qu’il est décrit ci-dessus. L’OMS (2010) a présenté les résultats d’une étude qui ne montrait aucun effet sur le développement fœtal de rats (16 de chaque sexe par groupe de dose) ayant reçu par gavage du sulfate de strontium (jusqu’à 2 g de sulfate de Sr/kg p.c. par jour) de 2 semaines avant l’accouplement jusqu’au 4^e jour de lactation. Dans une autre étude mentionnée par l’OMS (2010), une inhibition de la calcification de l’os mandibulaire et du cartilage a été observée chez les souris nouveau-nées de mères (n = 4) ayant reçu 2 % de carbonate de strontium (il n’est pas clair à quoi cette dose fait référence) tout au long de la gestation; cependant, il n’y a eu aucun effet sur le nombre de fœtus ni sur leur viabilité. Skoryna (1981) a évoqué une étude qui ne démontrait aucun effet toxique chez des rats ayant reçu du strontium sur trois générations (aucun détail sur l’étude n’a été fourni). De fortes doses de SrR (1 000 mg/kg par jour) administrées à des rats mâles et femelles n’ont pas eu d’effet sur la fertilité (aucun détail n’a été fourni, Laboratoires Servier, 2016). Cependant, il a été constaté que le SrR retardait l’apparition des incisives chez les petits des rats lorsque de fortes doses orales étaient données (750 mg de SrR/kg p.c. par jour). Les retards de minéralisation osseuse chez des rats Wistar mâles atteints d’insuffisance rénale chronique se sont avérés réversibles après que l’administration de 2 g de Sr/L dans de l’eau potable pendant 2 à 12 semaines a cessé (Oste et coll., 2005). Aucun effet sur le poids corporel, la taille des portées, les anomalies ou la teratogénicité n’a été observé chez la progéniture de rats Wistar femelles (n = 3 rats par groupe) ayant reçu des doses sous-cutanées de 25, 50, 100 ou 200 mg/kg de Sr(NO₃)₂ entre les jours 9 et 19 de la gestation (Lansdown et coll., 1972).

9.2.6 Autres effets

Les autres effets observés chez les animaux ont été des difficultés respiratoires, une paralysie des pattes arrière ainsi que la mort chez des rats exposés à une concentration de 0,49 % de strontium (forme non spécifiée) du 21^e au 64^e jour suivant leur naissance (Johnson et coll., 1968). Cependant, il est difficile de tirer des conclusions basées sur cette étude, car les auteurs ont indiqué que certains effets étaient réversibles, aucun examen histologique n’a été effectué sur les cadavres d’animaux, la forme de strontium était inconnue, aucune donnée ou statistique sur les effets sur la santé n’a été présentée, et les régimes alimentaires étaient faibles en calcium.

Des niveaux altérés d’activité de phosphatase alcaline et acide ont été observés dans le foie et l’intestin grêle de jeunes rats à la suite de l’administration par voie alimentaire de 1 % et 2 % de phosphate de strontium pendant 2 à 6 semaines (Kshirsagar, 1976). Les auteurs ont mentionné que l’importance biologique de ces effets était incertaine.

Des rats Wistar adultes exempts d’organismes pathogènes spécifiques (n = 6 par groupe de dose) ayant reçu 3 000 ppm de SrCl2 × 6H2O par voie alimentaire (il n’est pas clair à quoi cette dose faisait référence) et 0,85 % de calcium ont affiché une faible augmentation du nombre d’érythrocytes et de globules blancs après 2 semaines et de petits changements histologiques de la thyroïde, ainsi qu’une réduction du poids de l’hypophyse et des niveaux de glycogène hépatique après 90 jours chez les femelles (Kroes et coll., 1977). Cependant, il n’y a eu aucune relation dose-réponse.

9.3 Mode d’action

9.3.1 Effets toxiques

Bien que les mécanismes de toxicité demeurent incertains, les effets nocifs induits par le strontium sur la formation osseuse sont liés à la similitude de ce dernier avec le calcium en termes de propriétés chimiques, les deux éléments partageant des voies métaboliques et interagissant avec des composants cellulaires et moléculaires semblables de l’organisme (Skoryna, 1981; Fischer et coll., 2011). Les effets sur les os sont accentués lorsque le régime alimentaire est faible en calcium; cependant, des anomalies osseuses ont aussi été observées à des niveaux normaux de calcium (jusqu’à 1,6 %). De plus, le strontium influe sur la croissance osseuse, ce qui rend les nourrissons particulièrement sensibles aux effets de cette substance. En fait, les effets sur les os sont plus évidents chez les jeunes rats que chez les adultes, ce qui appuie le choix de la sous-population sensible (Storey, 1961, 1962; Svensson et coll., 1985, 1987; Neufeld et Boskey, 1994).

Le principal mécanisme de la toxicité du strontium est la compétition directe avec le calcium pour la liaison des cristaux d’hydroxyapatite qui se forment par interférence physiochimique (Neufeld et Boskey, 1994; Boivin et coll., 1996; Cabrera et coll., 1999; Verberckmoes et coll., 2003; Fischer et coll., 2011; Hendrych et coll., 2016). Il a été démontré que le strontium abaissait les taux sériques de calcium et qu’il se concentrait au plan de la calcification ostéoïde (Schrooten et coll., 1998; Shibata et Yamashita, 2001). La liaison du strontium, un atome plus gros que le calcium, et la teneur en carbonate supérieure du minéral peuvent augmenter et modifier la structure des réseaux d’apatite, réduire la formation et la croissance des cristaux, et accroître la solubilité de l’hydroxyapatite – et possiblement réduire la stabilité de la matrice osseuse durant les processus de résorption des os et accroître la dissolution (Skoryna, 1981; Christoffersen et coll., 1997; Cabrera et coll., 1999; Verberckmoes et coll., 2004; Oste et coll., 2005). Par exemple, des études morphologiques ont révélé que les molécules d’hydroxyapatite présentant des concentrations élevées de strontium affichaient une taille de cristaux et une cristallinité réduites, ainsi qu’une agrégation accrue in vitro (Querido et coll., 2016). L’agrégation pourrait mener à des interactions accrues avec les composants organiques et cellulaires des matrices. En outre, des changements dans la structure des réseaux ont été observés; ils influaient sur les distances et les angles de liaison. Cette voie potentielle de toxicité mettant en cause une compétition avec le calcium est appuyée par le retour rapide à la normale de la minéralisation chez les rats après l’arrêt du traitement.

Un autre mécanisme de la toxicité du strontium est l’interaction avec les différentes protéines liant le calcium, les messagers des cellules secondaires, et les récepteurs des protéines G sensibles au calcium exprimés dans les os et d’autres cellules (la glande parathyroïde et les reins, par exemple, bien que des effets dans ces organes n’aient pas été signalés) (Chang et coll., 1999; Pi et Quarles, 2004; Caudarella et coll., 2011). Ces interactions peuvent altérer la morphologie, l’agencement et la maturation des cellules osseuses (p. ex. les ostéoblastes), tel qu’il a été observé in vitro et in vivo chez des rats ayant un régime riche en strontium (Matsumoto, 1976; Verberckmoes et coll., 2003; Oste et coll., 2005; Fischer et coll., 2011), ainsi que se répercuter sur les fonctions des cellules osseuses comme la synthèse du collagène et la libération de cristaux par les vésicules matricielles (Anderson, 1995; Kirsch et coll., 2003; Oste et coll., 2005). De plus, le strontium pourrait remplacer le calcium au sein du site actif de la phosphatase alcaline non spécifique du tissu enzymatique humain (une phosphatase alcaline intervenant dans le contrôle de la formation de l’hydroxyapatite et de la minéralisation osseuse) et modifier sa configuration, tel qu’il est illustré dans une étude sur la structure des cristaux (Llinas et coll., 2006).

En outre, le strontium peut abaisser les taux sériques de calcium et de parathormones par le biais d’une contre-réaction négative à la suite de l’activation du récepteur de calcium de la glande parathyroïde, tel qu’il a été constaté chez des rats ayant un régime riche en strontium (Kshirsagar, 1976; El et Rousselet, 1981; Morohashi et coll., 1994; Schrooten et coll., 1998; Oste et coll., 2005; Fischer et coll., 2011). La diminution des niveaux de calcium est liée à l’inhibition de la minéralisation et à un accroissement de la résorption osseuse pour augmenter les taux sériques. L’histopathologie de la thyroïde observée à la dose élevée lors de l’étude menée par Kroes et coll. (1977) pourrait être attribuable à la stimulation par le strontium du CaSR dans les cellules C de la thyroïde, bien que cette hypothèse n’ait pas été mise à l’épreuve.

Les parathormones jouent un rôle clé dans le remodelage osseux en stimulant à la fois la formation et la résorption osseuses par le biais de la maturation des ostéoblastes et des ostéoclastes. Il a été démontré que le strontium réduisait l’absorption du calcium en inhibant indirectement l’expression de la calbindine D RNA et l’activation rénale de la vitamine D, effets qui sont possiblement liés à l’altération de l’activité des parathormones (El et Rousselet, 1981; Vezzoli et coll., 1998).

Parmi les autres mécanismes de toxicité, mentionnons le retard de l’apoptose des chondrocytes, ce qui mène à une surproduction d’ostéoïdes (Fisher et coll., 2011), le sous-développement des bordures plissées des ostéoclastes, la non-calcification des fibrilles de collagène des fœtus de souris gravides recevant 2 % de carbonate de strontium dans de l’eau (Shibata et Yamashita, 2001), l’augmentation du nombre de protéines non collagéniques (ce qui peut altérer la minéralisation osseuse) et l’altération du métabolisme des phospholipides acides complexés menant à leur accumulation chez de jeunes rats ayant un régime riche en strontium (Neufeld et Boskey, 1994). Finalement, les rats traités au strontium présentaient une quantité moindre de parathormones sériques, ce qui pouvait potentiellement réduire le remodelage osseux et diminuer la réabsorption rénale du calcium (Oste et coll., 2005).

9.3.2 Effets bénéfiques

Il a été suggéré que différentes formes de strontium inhibaient la résorption osseuse tout en stimulant la formation osseuse à de faibles doses chez l’animal (Ferraro et coll., 1983; Marie et Hott, 1986; Marie et coll., 1993; Grynpas et coll., 1996) et l’humain (EMA, 2005), et que les effets étaient susceptibles de varier selon l’âge de l’individu. On a constaté que le strontium stimulait la prolifération et la différenciation des ostéoblastes in vitro par le biais de l’activation du récepteur sensible au calcium et pour signaler la transcription de gènes associés à la croissance à de faibles doses (Cabrera et coll., 1999; Brennan et coll., 2009; Rybchyn et coll., 2011; Querido et coll., 2016). En outre, on a observé après l’administration de SrR des améliorations dans les déterminants de la résistance osseuse chez les rats ainsi que dans la microarchitecture et la densité minérale des os de patients atteints d’ostéoporose (Hamdy, 2009). Il a aussi été démontré que le SrR augmentait et réduisait l’expression de régulateurs positifs et négatifs de la synthèse des os par les cellules osseuses, respectivement (Hamdy, 2009; Hurtel et coll., 2009). Enfin, le strontium est incorporé à l’apatite osseuse par un échange ionique réversible et une substitution ionique du calcium, ce qui accroît la densité osseuse (Querido et coll., 2016).

10.0 Classification et évaluation

Peu d’enquêtes ont été faites au sujet des effets cancérogènes du strontium. En termes de classification du cancer, l’Integrated Risk Information System de l’U.S. EPA a indiqué qu’il n’y avait pas suffisamment d’information pour évaluer le potentiel cancérogène du strontium en raison du manque d’études chroniques valables (U.S. EPA, 2014). La cancérogénicité du strontium n’a pas été évaluée par le CIRC ou le NTP.

10.1 Évaluation des risques d’effets autres que le cancer

Il a été démontré que le strontium était bénéfique pour le squelette humain et animal, et seules quelques études épidémiologiques ont décrit les effets nocifs du strontium élémentaire sur les os. Cependant, plusieurs études animales ont observé des anomalies osseuses (rachitisme, avec minéralisation osseuse réduite et accumulation ostéoïde) à la suite d’une exposition à de fortes doses (concentrations ≥ 0,3–0,4 % dans l’alimentation, ou des doses de ≥ 525 mg/kg p.c. par jour), et le mode d’action pour la toxicité osseuse appuie le choix de cet effet clé sur la santé. Étant donné que les taux les plus élevés de remodelage osseux surviennent durant la première année de vie, et que les taux de croissance des os longs diminuent avec l’âge, les nourrissons sont considérés comme étant la sous-population sensible au strontium (Hood, 2006; Wheeless, 2011).

L’étude choisie pour déterminer la valeur basée sur la santé (VBS) dans l’eau potable est celle de Marie et coll. (1985), qui a observé une toxicité osseuse à faibles doses chez des rats sevrés. Cette étude convenait au calcul de la VBS, car le strontium était administré dans de l’eau potable (absorption supérieure du strontium comparativement aux aliments), de multiples doses ont été testées, les paramètres osseux touchés ont été quantifiés, l’étude a été menée auprès de rats sevrés, qui présentent des taux élevés d’absorption du strontium et de remodelage osseux, et un nombre suffisant d’animaux a été utilisé dans chaque groupe (Wellman et coll., 1966; Höllriegl et coll., 2004; Li et coll., 2006). Les auteurs ont fourni les renseignements posologiques en mg/kg p.c. par jour, et les effets sur les os ont été détaillés en fonction des différents biomarqueurs et des mesures osseuses directes. Ils ont fait état des valeurs de la croissance des tissus osseux et de la minéralisation du tissu nouvellement formé. Les effets sur la santé les plus sensibles et les plus complets sont la diminution du taux de calcification osseuse et une augmentation de la surface ostéoïde aux deux doses les plus élevées (0,34 et 0,4 % de chlorure de Sr). Un délai de minéralisation prolongé a aussi été observé à la dose de 0,4 % de chlorure de sodium. Comme il en a été question à la section 9.2, le choix des effets osseux comme effet critique est appuyé par d’autres études animales (Storey, 1961; Johnson et coll., 1968; Kshirsagar, 1976; Morohashi et coll., 1994). Des anomalies osseuses similaires ont également été observées dans une étude portant sur des rats adultes (Storey, 1961); cependant, l’administration de carbonate de strontium (faible solubilité) a été faite par voie alimentaire et les effets constatés ont été retardés et moins prononcés.

La quantité de calcium dans l’alimentation était adéquate, mais inférieure à celle d’autres études sur les effets du strontium sur les os. Il serait normal d’obtenir une VBS conservatrice, puisque les animaux présentant une carence en calcium ont affiché une sensibilité accrue aux effets du strontium sur les os. Le rapport calcium/strontium dans l’eau peut varier, selon le type de roches présentes dans l’eau; on ne peut exclure les situations au cours desquelles les humains sont exposés à une forte concentration de strontium et à une faible concentration de calcium dans l’eau potable (voir la section 4.0). Il a été démontré que d’autres facteurs modifiaient le taux d’absorption du strontium (voir la section 8.1). La sensibilité peut être augmentée dans les cas de carence en vitamine D et d’apport alimentaire inadéquat en calcium (Holick, 2010). En fait, 150 cas de rachitisme ont été déclarés par les pédiatres au Canada entre 2002 et 2004 chez des enfants de 0 à 18 ans qui affichaient de faibles taux sériques de vitamine D (Ward et coll., 2007). Un faible apport en calcium et/ou une carence en vitamine D sont des causes reconnues de rachitisme (Munns et coll., 2016). Des niveaux suffisants de calcium et de vitamine D dans le corps peuvent réduire la quantité de strontium incorporée aux os, ce qui diminue la probabilité d’effets nocifs sur les os des enfants dont les niveaux de calcium et de vitamine D sont adéquats. Ainsi, la coexistence de niveaux élevés de calcium pourrait protéger des effets nocifs du strontium sur les os; cependant, la base de données actuelle ne permet pas d’ajuster la VBS du strontium en fonction de l’apport en calcium ou de la concentration dans l’eau. Les carences en calcium sont rares chez les jeunes enfants canadiens (< 2,6 % de 1 à 3 ans); par contre, il a été signalé qu’une proportion élevée d’adolescents canadiens présentait une déficience en calcium (> 60 % de 9 à 18 ans) (Statistique Canada, 2004).

La modélisation de la dose de référence (BMD) a été effectuée à l’aide de la version 2.6.0.1 du logiciel de BMD de l’U.S. EPA afin d’estimer la limite de confiance inférieure de 95 % en fonction d’une diminution d’un écart-type de la BMD(BMDL) pour les anomalies de minéralisation osseuse (réponse continue) (U.S. EPA, 2015). Les modèles de Hill, exponentiel, linéaire, polynomial et de puissance s’ajustent tous bien aux données; néanmoins, l’approche de la BMD n’a pas été retenue pour plusieurs raisons. Si on examine les différents effets, les données sont plus solides seulement en ce qui concerne les effets survenant à 525 mg/kg p.c. par jour ou plus. En fait, les auteurs ont affirmé qu’ils avaient documenté la déficience de minéralisation osseuse, que le strontium nuisait clairement à la minéralisation à la dose la plus élevée (634 mg/kg par jour), et qu’aucun effet n’avait été observé à une dose de 425 mg/kg par jour. Par conséquent, un point de départ (PDD) de 328 mg/kg p.c. par jour (BMDL) est jugé trop prudent. De plus, l’effet sur la minéralisation osseuse est considéré comme un effet précurseur des défauts osseux, ce qui ne se traduirait pas nécessairement par du rachitisme. Cette conclusion est appuyée par la réversibilité des taux de minéralisation plus lents observés chez des rats traités au strontium (Oste et coll., 2005). En outre, le strontium est utilisé dans des produits de santé naturels pour le traitement de l’ostéoporose, et l’administration de strontium (0,27–0,3 %) par voie alimentaire ou dans de l’eau potable à des animaux a eu des effets bénéfiques sur les paramètres squelettiques de ces derniers (Marie et Hott, 1986; Grynpas et coll., 1996; Delannoy et coll., 2002; Li et coll., 2012). Enfin, les modèles de BMD présentaient une variance faible (valeur de p de 0,02 pour la pertinence de la variance), ce qui suggère que leur utilisation ne serait pas optimale dans le contexte actuel. Cela pourrait être attribuable à l’IC à 95 % relativement large du groupe de 425 mg/kg p.c. par jour comparativement à celui des autres, ce qui réduit la confiance envers les résultats de la BMDL.

Pour les raisons tout juste évoquées, l’approche de la NOAEL est choisie pour le calcul du PDD en fonction de l’effet sur la santé le plus sensible et le plus complet, soit la réduction de la minéralisation osseuse chez les jeunes rats (Marie et coll., 1985).

L’apport quotidien tolérable (AQT) est calculé de la façon suivante :

Où :

425 mg/kg p.c. par jour est la NOAEL pour les anomalies de calcification (Marie et coll., 1985);
300 est le facteur d’incertitude (FI) — ×10 pour la variabilité interspécifique, ×10 pour la variabilité intraspécifique, ×3 pour les lacunes de la base de données (absence d’études complètes sur la toxicité pour le développement chez aucune espèce).

Selon l’AQT calculé ci-dessus, Santé Canada a déterminé une VBS pour le strontium dans l’eau potable, fondée sur les nourrissons non allaités, de la façon suivante :

Où :

1,417 mg/kg p.c. par jour est l’AQT, tel que calculé plus haut;
7 kg est le poids corporel moyen des nourrissons âgés de 0 à 6 mois (Santé Canada, 1994);
0,5 est le facteur d’attribution estimé pour l’eau potable. Les préparations en poudre pour nourrissons et l’eau ayant servi à leur préparation sont considérées comme les principales sources d’exposition au strontium chez les nourrissons non allaités pendant les premiers mois de vie. Il est présumé que l’attribution provenant de l’eau potable représente la moitié de l’exposition potentielle totale, et l’autre moitié provient de la préparation elle-même, comme le soutiennent les données d’exposition de la section 5. Il n’est pas prévu que les contributions d’autres sources soient significatives pour ce groupe d’âge; et
0,75 L est l’apport en eau quotidien moyen des nourrissons de 0 à 6 mois (Santé Canada, 1994).

10.2 Considérations internationales

Une dose de référence de 0,3 mg/kg p.c. par jour et un niveau de référence pour la santé de 1 500 µg/L ont été calculés par l’U.S. EPA (2014) en fonction du taux réduit de calcification osseuse chez des rats mâles sevrés. Le strontium est inclus dans la troisième liste de contaminants possibles (CCL3) publiée dans le U.S. Federal Register.

L’ATSDR (2004) a calculé un niveau de risque oral minimal intermédiaire de 2 mg/kg p.c. par jour en se basant sur la toxicité squelettique (altérations sur le plan de l’apparence de la plaque cartilagineuse) chez les rats.

L’OMS a calculé un AQT de 0,13 mg/kg p.c. par jour en se fondant sur les changements histologiques à la thyroïde de jeunes rats (OMS, 2010) mais n’a pas établi de directive pour l’eau de boisson.

L’Union Européenne et l’Australie n’ont pas établi de limite pour le strontium dans l’eau potable.

11.0 Justification

Le strontium est présent dans de nombreuses sources d’eau potable, de façon naturelle et par suite d’activités humaines. Les niveaux de strontium dans l’eau potable canadienne varieront grandement selon les formations géologiques et les activités anthropiques, notamment les opérations minières et manufacturières. Le strontium existe sous la forme d’un mélange de quatre radio-isotopes d’origine naturelle qui sont tous considérés comme étant faiblement radioactifs. L’objet du présent document se limite aux propriétés chimiques du strontium. Selon les propriétés chimiques de cet élément, l’exposition au strontium dans l’eau potable ne serait préoccupante qu’en cas d’ingestion — il n’est pas prévu que l’exposition par inhalation ou absorption cutanée représente une préoccupation.

Les données actuelles ne permettent pas d’évaluer le potentiel cancérogène de l’exposition orale au strontium chez l’humain ou l’animal, étant donné la non-disponibilité d’études spécifiques sur le cancer chez les animaux ayant recours à l’exposition orale. La cancérogénicité du strontium n’a pas été évaluée par le CIRC ou le NTP.

Les os sont généralement considérés comme la cible principale de la toxicité du strontium tant chez l’humain que chez l’animal. Il a été démontré que le strontium était bénéfique pour le squelette des animaux et des humains, et seules quelques études épidémiologiques ont documenté les effets nocifs du strontium élémentaire sur les os. Cependant, de nombreuses études animales ont observé des anomalies osseuses (rachitisme, diminution de la minéralisation osseuse et accumulation ostéoïde) à la suite d’expositions à de fortes doses de strontium. Étant donné que les taux de remodelage osseux les plus élevés surviennent au cours de la première année de vie, et que les taux de croissance des os longs diminuent avec l’âge, les nourrissons sont considérés comme étant la sous-population sensible au strontium. Pour toutes ces raisons, une VBS de 7,0 mg/L a été établie afin de protéger la population la plus sensible que sont les nourrissons, en fonction de la diminution de la minéralisation osseuse observée chez les jeunes rats lors d’une étude.

Une CMA de 7,0 mg/L est proposée pour le strontium dans l’eau potable. La CMA proposée protège contre les effets potentiels sur la santé, peut être mesurée de façon fiable à l’aide des méthodes d’analyse existantes et peut être atteinte par les techniques de traitement existantes à l’échelle municipale et résidentielle. Santé Canada continuera, dans le cadre de son processus continu de révision des recommandations, de suivre les nouvelles recherches à ce sujet, et recommandera au besoin toute modification jugée appropriée.

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Annexe A : Liste des acronymes

ADN: acide désoxyribonucléique
ANSI: American National Standards Institute
AQT: apport quotidien tolérable
BMD: dose de référence
BMDL: limite inférieure de l’intervalle de confiance de la dose de référence
Ca: calcium
CIRC: Centre International de Recherche sur le Cancer
CCN: Conseil canadien des normes
CMA: concentration maximale acceptable
EAT: étude sur l’alimentation totale
EI: échange d’ions
EPA: Environmental Protection Agency (États-Unis)
IC: intervalle de confiance
ICP-AES: spectrométrie d’émission atomique à plasma induit
ICP-MS: spectrométrie de masse avec plasma induit
LD: limite de détection
LDM: limite de détection de la méthode
LOAEL: la dose minimale avec effet nocif observé
MIREC: maternal-infant research on environmental chemical (étude)
RNSPA: réseau national de surveillance de la pollution de l’air
NHANES: national health and nutrition examination survey (États-Unis)
NOAEL: dose sans effet nocif observé
NSF: NSF International
NTP: National Toxicology Program (États-Unis)
OI: osmose inverse
OMS: Organisation mondiale de la Santé
p.c.: poids corporel
PE: point d’entrée
PU: point d’utilisation
RI: ratio d’incidence
RR: risque relatif
SAC: strong-acid cation (exchange resins)
Sr: strontium
SrR: ranélate de strontium
UCMR 3: Unregulated Contaminant Monitoring Rule 3
UTN: unité de turbidité néphélémétrique
VBS: valeur basée sur la santé
VL: volumes de lit

Annexe B : Répercussions prévues par province et territoire

Veuillez noter que l'information suivante n'est pas dans les deux langues officielles puisque la source de l'information n'est pas assujettie à la Loi sur les langues officielles.

Île-du-Prince-Édouard

Aucun paragraphe n’a été soumis par la province.

Terre-Neuve-et-Labrador

The Province of Newfoundland and Labrador is responsible for extensive monitoring for inorganic parameters including strontium in the province. Strontium monitoring is conducted semi-annually for all surface public water supplies, annually for groundwater public water supplies, and quarterly for populations larger than 5,000.

Of the 294 surface water sources in the province, 251 (85%) are protected under the Water Resources Act. Of the 178 groundwater sources in the province, 60 (34%) are protected under the Water Resources Act. This provides for an extensive source water protection program that reduces the risk of contamination for drinking water sources.

There is only one municipal groundwater drinking water system in the province that has strontium concentrations that exceed the proposed guidelines for strontium at the source. This system has a strontium-removal treatment system. There is no immediate cost to the implementation of this guideline. There would be a minor cost if new wells identified strontium exceedances at the source.

The system currently in operation works effectively but must be maintained and monitored properly. This could be an issue is small and/or remote communities.

Continue to monitor for strontium at the current frequency. Introduce strontium removal treatment systems as necessary in new well systems.

Nouvelle-Écosse

The establishment of the proposed MAC of 7.0 mg/L for total strontium in drinking water will likely result in negligible impact for Nova Scotia. Nova Scotia’s drinking water program consists of both public and private supplies. Nova Scotia Environment (NSE) regulates water quality at public drinking water supplies. Public systems include municipal and registered supplies.

For municipal supplies, we evaluated strontium data from 41 surface water and 37 groundwater supplies for the last ten years. Municipal facilities relying on groundwater sources had raw water strontium concentrations ranging from 6 µg/L to 2200 µg/L and treated water concentrations ranging from <2 µg/L to 690 µg/L. Municipal facilities relying on surface water sources had raw water strontium concentrations ranging from <5 µg/L to 74 µg/L and treated water results ranging from <5 µg/L to 101 µg/L. No municipal drinking water facilities exceeded the proposed MAC in raw or treated water.

For registered supplies, we evaluated strontium data from 2009 as this year represented our largest data set. In 2009, there were 1545 registered facilities. Laboratory analytical results for strontium (combined raw and treated samples) were available for 35% (n=541) of the province’s registered facilities. The results ranged from less than detection to 830 mg/L. Based on available data, approximately 1% of registered facilities will exceed the proposed MAC of 7.0 mg/L.

NSE does not maintain water quality data for private supplies; however, the Department of Natural Resources maintains a database of raw groundwater chemistry that includes municipal, registered, and private groundwater supplies. Based on available data, approximately 1% of private wells (~ 1800) will be impacted by the proposed MAC.

As public drinking water supplies are currently not required to test for strontium in drinking water, this analysis may underestimate the number of facilities that will exceed the proposed MAC, particularly registered supplies, as data was only available for 35% of systems.

The development of a MAC for strontium will require a communication plan to encourage public and private water supply owners to have their water tested for strontium. For facilities that exceed the proposed MAC, additional costs will be associated with the purchase, installation, operation and maintenance of treatment devices (e.g., point of use reverse osmosis, ion exchange softening devices). In total, capital costs associated with treatment equipment for registered and private drinking water supplies are estimated at $1.5 million dollars.

Nouveau-Brunswick

Aucun paragraphe n’a été soumis par la province.

Québec

Au Québec, étant donné que le strontium ne fait pas l'objet d'une norme au Règlement sur la qualité de l'eau potable, les données dont dispose le ministère du Développement durable, de l’Environnement et de la Lutte contre les changements climatiques découlent des campagnes d'échantillonnage réalisées par le Ministère dans le cadre du Programme de surveillance de la qualité de l’eau potable et des projets réalisés dans le cadre Programme d’acquisition de connaissances sur les eaux souterraines du Québec. Considérant les résultats d'analyse disponibles, les impacts attendus de l’ajout d’une norme pour le strontium à la réglementation québécoise, en fonction de la recommandation publiée par Santé Canada, seraient faibles.

Données du Programme de surveillance de la qualité de l'eau potable :

De 2011 à 2016, 291 analyses du strontium ont été réalisées dans 65 installations de production d’eau potable alimentées en eau souterraine. Six échantillons prélevés (2 %) ont présenté un résultat supérieur à la CMA proposée, et touchent une seule (1,5 %) installation de production d’eau potable échantillonnée.

Données du Programme d’acquisition de connaissances sur les eaux souterraines du Québec :

De 1941 à 2012, 1328 analyses du strontium ont été réalisées dans 1261 puits individuels ou installations de production d’eau potable alimentées en eau souterraine. Un total de 30 (2,3 %) des échantillons prélevés ont présenté un résultat supérieur à la CMA proposée, ce qui touche 26 (2,1 %) puits individuels ou installations de production d’eau potable échantillonnés.

Ontario

Aucun paragraphe n’a été soumis par la province.

Manitoba

A review of available data suggests that the proposed Canadian guideline for strontium in drinking water, a maximum acceptable concentration (MAC) of 7.0 mg/L, would not have any significant impact on Manitoba’s public and semi-public water systems. The highest strontium levels identified through multiyear chemistry sampling (i.e., metal scans) in public and semi-public water systems are generally lower than 2 mg/L and well below the proposed MAC. Hence, it is anticipated that the proposed MAC for strontium in drinking water will have a negligible impact on Manitoba’s drinking water systems.

Saskatchewan

The Water Security Agency (WSA) has reviewed the proposed guideline technical document for strontium in drinking water and supports the proposed MAC of 7 mg/L.

A review of the provincial water quality database found 307 samples submitted for strontium analysis over the 2007 to 2017 time period and revealed that levels at WSA regulated waterworks across the province are well below the proposed MAC. Available data over the same time period also showed that the strontium levels in source water (both ground and surface waters) are well the proposed guideline values as well. However not all waterworks in the province have tested for the level of strontium in their treated water. Beyond the available water quality data, since strontium is a widely distributed naturally occurring compound it is expected that some Saskatchewan residents may be exposed to very low levels of strontium through drinking water as well as any exposure from other sources such as food.

In terms of drinking water treatment, recent studies have shown that higher pressure membrane treatment systems such as reverse osmosis (RO) and nanofiltration (NF) can effectively remove strontium from drinking water. Water treatment plants (WTPs) in Saskatchewan regulated by the WSA continue to adopt best available technologies including the use of membrane systems for treating and supplying drinking water to consumers. Given the available water quality data and the current/evolving water treatment processes in use in the province, WSA believes that the new MAC for strontium if eventually adopted as a drinking water standard in the province may not pose a significant compliance challenge. However a comprehensive cost estimation for treatment plant upgrades at regulated waterworks cannot be developed at this time. Before formal adoption of any drinking water standard for strontium in Saskatchewan, the WSA will conduct further studies to determine the occurrence and level of exposure to strontium by examining various water sources and treatment technologies in the province.

Alberta

Aucun paragraphe n’a été soumis par la province.

Colombie-Britannique

Strontium, where measured in BC drinking water, has typically been found in low concentrations, with occasional pockets of elevated results. Given this information, the introduction of this document is unlikely to have significant impact on BC drinking water supply systems.

Yukon

There is currently no requirement for routine monitoring of strontium for large public drinking water systems in Yukon. Consequently, there is no data to facilitate an impact assessment of the draft guideline technical document for strontium.

Territoires du Nord-Ouest

Aucun paragraphe n’a été soumis par le territoire.

Nunavut

Aucun paragraphe n’a été soumis par le territoire.

Notes de bas de page

Note de bas de page 1

Le Conseil national de recherches des États-Unis a indiqué que 0,5 % de calcium constituait la concentration minimale pour maximiser la minéralisation osseuse des rats pendant leur croissance, qu’une concentration de 3,5 % de calcium (avec un rapport calcium/phosphore de 0,9) suffisait à la croissance normale des rats, et que des signes de carence pouvaient être observés à des concentrations inférieures à 0,3 % (National Research Council, 1995; Bollen et Bai, 2005). Une étude récente a révélé qu’une concentration de 0,3 % de calcium (apport en strontium non spécifié) était adéquate, et qu’une augmentation de la structure, de la densité et des paramètres de résistance des os avait été observée chez des rats SD de 4 semaines ayant reçu jusqu’à 0,3 % de calcium dans le cadre de la diète, lorsqu’un plateau avait été atteint (Hunt et coll., 2008).

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Date de modification :: 2018-05-16