Zinc - CCME

Recommandations canadiennes pour la qualité des
eaux : protection de la vie aquatique
Résumé
ZINC
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L
e zinc (Zn; CAS 7440-66-6) est un métal essentiel à la vie qui est naturellement présent et
largement répandu dans la nature (numéro atomique : 30; masse atomique : 65,39). L’état
d’oxydation prédominant dans l’environnement naturel est le Zn2+, la forme métallique
(Zn0) se trouvant uniquement dans les milieux fortement réducteurs (Lindsay 1979). Le zinc peut
former des complexes avec une variété de ligands et il existe une variété de sels de zinc (OMS
2001). Bien que le zinc métallique soit insoluble dans l’eau, plusieurs de ses sels sont librement
solubles (Budavari 1996; Lide 2006).
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Tableau 1. Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux en vue de protéger la
vie aquatique – zinc.
Eau douce
Eau de mer
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Exposition de courte
durée (µg·L-1)
34a
Non évalué
Exposition de longue
durée (µg·L-1)
12b
Non évalué
Les recommandations pour le zinc sont exprimées en concentration totale de zinc.
a
La concentration limite à court terme est calculée à l’aide de l’équation suivante :
Concentration limite = exp(0,833[ln(dureté mg L-1)] + 0,240[ln(COD mg L-1)] + 0,433). La valeur indiquée
dans le tableau est pour une eau de surface ayant une dureté de 50 mg CaCO 3 ·L-1 et une teneur en carbone
organique dissous (COD) de 0,5 mg L-1. L’équation pour la concentration limite est valide pour une dureté
de 13,8 à 250 mg CaCO 3 L-1 et une valeur COD de 0,3 à 17,3 mg L-1, ce qui correspond à la plage de données
utilisée pour calculer les pentes de dureté et de COD. On ne doit pas extrapoler au-delà de la limite de dureté
supérieure de 250 mg CaCO 3 L-1 ou au-delà de la limite de COD supérieure de 17,.3 mg L-1. Pour une dureté
inférieure à 13,8 mg CaCO 3 ·L-1 ou une valeur COD inférieure à 0,3 mg L-1, si les utilisateurs veulent une
concentration limite plus stricte, ils doivent extrapoler avec prudence et communiquer avec les responsables locaux
pour obtenir leur avis.
b
La RCQE à long terme est calculée au moyen de l’équation : RCQE = exp(0,995[ln(dureté mg L-1)] –
0,847[pH] + 4,932). La valeur indiquée dans le tableau est pour une eau de surface ayant une dureté
de 50 mg CaCO 3 L-1 et un pH de 7,5. L’équation pour la RCQE est valide pour une dureté de 28,2 à
190 mg CaCO 3 L-1 et un pH de 6,5 à 8,13, ce qui correspond à la plage de données utilisée pour calculer les pentes
de dureté et de pH. On ne doit pas extrapoler au-delà de la limite de dureté supérieure de 190 mg CaCO 3 ·L-1, ou en
deçà de la limite de pH inférieure de 6,5. Pour une dureté inférieure à 28,2 mg CaCO 3 L-1 ou un pH supérieur
à 8,13, si les utilisateurs veulent une RQE plus stricte, ils doivent extrapoler avec prudence et communiquer avec les
responsables locaux pour obtenir leur avis.
Remarque : Les recommandations pour le milieu marin n’ont pas été calculées pour le moment. Il n’est
pas approprié d’appliquer les recommandations pour le zinc en eau douce aux milieux marins ou
estuariens.
Production et utilisations
Le Canada est l’un des plus importants producteurs et exportateurs de zinc. Le zinc est
généralement associé au cuivre et au plomb et par conséquent ils sont habituellement récupérés
sous forme de coproduits par les opérations d’extraction et de concentration (RNCan 2007). De
plus, les sous-produits secondaires comprennent l’or, l’argent et le cadmium. Le zinc est surtout
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utilisé pour revêtir les produits de fer et d’acier, ce qui leur confère une résistance à la corrosion
et la rouille.
Cette utilisation représente environ 48 % de l’utilisation mondiale du zinc (RNCan 2007), et les
produits ainsi traités comprennent des tubes, des tuyaux, des fils et des tôles. De plus, de
nombreux composés contenant du zinc sont utilisés dans les produits médicaux et de dentisterie,
l’industrie du caoutchouc, les peintures, les cosmétiques et les produits domestiques
(ATSDR 2007).
Sources dans l’environnement
Le zinc est présent dans la croûte terrestre, à des teneurs allant de 10 à 300 µg g-1 (Malle 1992).
Le zinc est présent dans la plupart des roches, dans certains minéraux et dans certains sédiments
carbonatés. La météorisation de ces sources peut former et rejeter des composés de zinc solubles
dans les plans d’eau (Clement Associates 1989). Les sources anthropiques de zinc rejeté dans
l’environnement canadien comprennent le ruissellement urbain, le drainage minier et les
effluents industriels des fonderies de zinc primaire et secondaire et des raffineries de zinc
(Clement Associates 1989; Newhook et coll. 2003). En outre, le zinc peut pénétrer dans
l’environnement à la suite de l’utilisation et de l’élimination par les humains de produits
contenant du zinc.
Concentrations de fond
Les concentrations de zinc dans les eaux de surface au Canada couvrent une large plage. Dans les
Grands Lacs, malgré les importants apports anthropiques de métaux traces, les concentrations
moyennes de zinc dans l’eau demeurent relativement faibles (entre 0,087 et 0,277 µg Zn L-1)
(Nriagu et coll. 1996). Cependant, dans les régions très touchées comme le lac Ross au Manitoba,
un lac peu profond adjacent à la propriété de la Compagnie minière et métallurgique de la Baie
d’Hudson, les concentrations de zinc atteignent des valeurs aussi élevées que 838 µg Zn L-1
(Evans 2000). Dans les sites qui ne sont pas touchés par les activités minières en Alberta (rivière
McLeod, ruisseau Whitehorse, rivière Wildhay, rivières South Berland et Berland, rivière South
Sulphur et plusieurs sites sur la rivière Gregg en amont des mines), les concentrations médianes
de zinc allaient de 0,55 µg Zn L-1 en 2002 à 0,13 µg Zn L-1 en 2003 (Wayland et Crosley 2006).
Cependant, on a observé des concentrations plus élevées sur d’autres cours d’eau dans des
conditions vierges, comme la rivière Great Bear (Territoires du Nord-Ouest), les rivières Kicking
Horse et Beaver (Colombie-Britannique), où les concentrations de fond dans l’eau étaient
estimées entre 5,32 et 9,0 µg Zn L-1 (Tri-Star Environmental Consulting 2006). Les
concentrations de fond dans des cours d’eau échantillonnés partout en Nouvelle-Écosse allaient
d’une valeur minimale < 5,0 µg Zn L-1 à un maximum de 11 µg Zn L-1 (Reimann et De Caritat
1998). Les données sur la surveillance des eaux de surface dans divers ruisseaux, lacs et étangs
en Nouvelle-Écosse, échantillonnés entre 1970 et 2013, comprennent des concentrations zinc
allant de < 2 à 241 µg Zn L-1 (Nova Scotia Environment 2015).
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Méthodes d’analyse
Dans les eaux naturelles, l’échantillonnage et la mesure du zinc consistent habituellement à
analyser le zinc total ou dissous ou une forme d’espèce de zinc. Pour détecter le zinc dans
différentes matrices, on peut utiliser plusieurs méthodes : la spectrométrie d’absorption atomique
par flamme (AAS flamme), la spectrométrie d’émission atomique à source plasma couplée par
induction (ICP-AES), la spectrométrie de masse couplée à un plasma inductif (ICP-MS), la
voltammétrie par redissolution anodique et cathodique et la diffraction des rayons X (ATSDR
2007).
Devenir, comportement et répartition dans l’environnement
Dans les milieux aquatiques, le zinc peut être en suspension et sous forme dissoute, mais la
majeure partie du zinc introduit dans un système aquatique se répartit sur les sédiments en
suspension et de fond (Eisler 1993). Par conséquent, les concentrations de zinc dissous sont
habituellement faibles par rapport aux concentrations de zinc total. Plusieurs mécanismes
influent sur la concentration et la mobilité du zinc dans la colonne d’eau, et donc sur sa
biodisponibilité pour les organismes aquatiques. Plusieurs variables abiotiques influent sur la
spéciation du zinc et donc sur la prédominance des diverses formes de zinc, les plus importantes
étant le pH, l’alcalinité, le potentiel d’oxydo-réduction (Eh), les matières organiques dissoutes et
la salinité. Les espèces de zinc dissous les plus couramment présentes dans les eaux naturelles
dans des conditions aérobies sont le ZnOH+, le Zn2+ et le ZnCO 3 (Florence 1977; Stumm et
Morgan 1981). Parmi toutes les espèces chimiques que l’on trouve dans les milieux aquatiques,
l’ion zinc aqueux (Zn2+) est la forme qui, croit-on, est la plus toxique (ANZECC 2000). Les
formes moins solubles de zinc, comme l’hydroxyde de zinc (Zn(OH) 2 ) et le carbonate de zinc
(ZnCO 3 ), ainsi que d’autres formes communes présentes dans l’environnement, sont jugées non
toxiques (Cairns et coll. 1971; Spear 1981). Les modifications des conditions environnementales
qui influent sur la spéciation du zinc peuvent donc se traduire par un changement de la toxicité
du zinc.
Mode d’action
Le zinc est un élément essentiel requis par une variété de fonctions biologiques. Les
concentrations dans le milieu ambiant qui sont bien inférieures à la plage de concentrations
optimales pour une espèce peuvent causer la défaillance de la capacité homéostatique des
organismes, et les effets de cette carence peuvent être observés (Muyssen et Janssen 2002).
Cependant, on sait qu’aux concentrations plus élevées, le zinc produit des effets chroniques et
aigus sur la reproduction, les réactions biochimiques et physiochimiques, ainsi que le
comportement des organismes aquatiques (OMS 2001).
Chez le poisson, le zinc interfère avec l’absorption de calcium par les branchies (Hogstrand et
coll. 1994; Spry et Wood 1985). Comme le calcium est également un élément essentiel, cette
réduction de l’absorption du calcium provoque une carence en calcium (Spry et Wood 1985). Le
zinc perturbe également l’homéostase du calcium chez les invertébrés comme Daphnia magna
(Muyssen et coll. 2006). Cela est dû à la compétition entre le zinc et le calcium pour obtenir les
mêmes sites d’absorption sur la membrane apique de l’épithélium des branchies (Hogstrand et
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coll. 1994; Hogstrand et coll. 1998). Le zinc perturbe également, dans une moindre mesure, les
flux de sodium et de chlorure, ce qui se traduit par une perte nette des ions branchiaux causée par
une augmentation de la perméabilité des branchies attribuée à l’altération de l’activité de
l’ATPase (Spry et Wood 1985).
Aux concentrations de zinc élevées, la toxicité létale du zinc pour les organismes aquatiques est
due à la destruction irréversible de l’épithélium des branchies qui limite la diffusion d’oxygène,
ce qui cause des problèmes subséquents comme l’hypoxie des tissus, la défaillance du système
osmorégulateur, l’acidose et de faibles tensions d’oxygène dans le sang artériel (Hiltibran 1971;
Skidmore 1970; Skidmore et Tovell 1972).
Facteurs modifiant la toxicité
Les conditions de la chimie de l’eau peuvent influer sur la toxicité du zinc pour les organismes
aquatiques, en perturbant le devenir et le comportement du zinc dans l’environnement. De plus,
la chimie de l’eau peut influer sur la sensibilité des organismes au zinc. L’influence de nombreux
paramètres sur la toxicité du zinc a été évaluée : la dureté, le pH, l’alcalinité, la matière
organique dissoute, les solides en suspension, la salinité, la température, l’oxygène dissous et les
phosphates. On a trouvé que pour ce qui est de la toxicité du zinc, les plus importantes variables
sont la dureté de l’eau, le carbone organique dissous (COD) et le pH.
Le protocole du CCME (2007) indique que, dans la mesure du possible, il est important de tenir
compte des facteurs qui modifient l’exposition et la toxicité pour établir les recommandations. À
cette fin, on peut utiliser des équations avec facteur simple ou multiple, des matrices ou des
modèles (CCME 2007). Par conséquent, on a utilisé une analyse par régression linéaire multiple
(RLM) pour tenir compte de l’effet simultané de la dureté de l’eau, du COD et du pH sur la
toxicité du zinc.
Des relations empiriques ont été établies séparément pour l’exposition à court terme et à long
terme, par analyse RLM pas à pas ascendante. L’analyse a permis de déterminer quelles variables
de la chimie de l’eau expliquaient une partie importante de la variabilité de la toxicité du zinc.
Les variables importantes ont été retenues dans les modèles RLM, tandis que les variables moins
importantes ont été retirées. Les analyses RLM ont été réalisées espèce par espèce, et les valeurs
de toxicité pour une espèce donnée étaient les variables dépendantes, et les paramètres de la
chimie de l’eau étaient les variables indépendantes. Une analyse RLM était réalisée pour une
espèce donnée si on disposait de données de toxicité provenant d’essais dans lesquelles la plage
de dureté couvrait plus de 100 mg·L-1, la plage de COD couvrait plus de 5 mg·L-1 et la plage de
pH couvrait au moins 1,5 unité. Le caractère protecteur des modèles d’espèces a été évalué, car
on voulait s’assurer qu’un modèle élaboré pour une espèce donnée pouvait être appliqué à toutes
les espèces, tout en maintenant un niveau approprié de protection. Le meilleur modèle d’espèce a
ensuite été choisi, en tenant compte de la façon dont il prédisait la toxicité et dans quelle mesure
il expliquait la variabilité dans l’ensemble de données, et du degré adéquat de protection qu’il
offrait.
L’équation pour la concentration limite pour une exposition à court terme est basée sur un
modèle combiné pour Daphnia magna et Daphnia pulex, contenant des variables de dureté et de
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COD (tableau 2). L’équation pour la RCQE à long terme est basée sur le modèle pour
Oncorhynchus mykiss, contenant les variables de dureté et de pH (tableau 2).
Par conséquent, la RCQE et la concentration limite à court terme pour l’exposition au zinc en eau
douce sont présentées sous forme d’équations à variables multiples qui sont fonction de la dureté,
du COD et/ou du pH de l’eau, et qui permettent aux utilisateurs de calculer des recommandations
et des concentrations limites basées sur la chimie de l’eau d’un site particulier.
Tableau 2. Coefficients du modèle RLM à court et à long termes.
Espèces
(Exposition)
Dureté
0,833
Données
combinées
pour Daphnia
(court terme)
Oncorhynchus 0,995
mykiss
(long terme)
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R2 du
modèle
Pente*
COD
pH
0,240 s.o.
0,811
s.o.
0,466
-0,847
*Les pentes ne sont pas indiquées pour les variables importantes (p < 0,05).
Toxicité pour les organismes d’eau douce
En règle générale, aucune tendance de sensibilité importante n’a été constatée entre les différents
taxons, pour ce qui est de la toxicité à court et à long terme. La section suivante est un résumé
des espèces les plus et les moins sensibles dans chaque groupe taxonomique inclus dans les
distributions de la sensibilité des espèces (DSE) à court terme et à long terme. Les valeurs de
toxicité décrites dans cette section ont été normalisées en fonction d’une chimie de l’eau
normale. Pour les données à court terme, les paramètres ont été normalisés pour une dureté
de 50 mg L-1 et une valeur COD de 0,5 mg L-1 en utilisant l’équation RLM pour les données
regroupées pour Daphnia. Pour les données à long terme, les paramètres ont été normalisés en
fonction d’une dureté de 50 mg L-1 et d’un pH de 7,5, en utilisant l’équation RLM pour
Oncorhynchus mykiss.
Le paramètre acceptable le plus sensible pour les poissons, inclus dans la DSE à court terme,
était la moyenne géométrique de valeurs CL50 sur 120 h de 69,7 µg Zn L-1 pour Oncorhynchus
mykiss (Hansen et coll. 2002). Les deux espèces de poisson les moins sensibles à l’exposition à
court terme étaient Lepomis gibbosus et Carassius auratus avec des valeurs TLM sur 96 h et
CL50 sur 24 h de 18 567 et 52 582 µg Zn L-1, respectivement (Rehwold et coll. 1971; Cairns et
coll. 1978). Le paramètre à long terme le plus sensible inclus dans la DSE était une valeur
CMAT sur 100 j de 38,9 µg Zn L-1 pour la croissance de Jordanella floridae (Spehar, 1976). Le
paramètre à long terme chez le poisson le moins sensible, inclus dans la DSE, était la moyenne
géométrique de valeurs CMAT sur 30 j de 283 µg Zn L-1 pour la survie de Oncorhynchus clarkii
pleuriticus (Brinkman et Hansen 2004).
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Le paramètre à court terme le plus sensible pour une espèce d’invertébrés d’eau douce exposés
au zinc était une CL50 sur 96 h de 30,7 µg Zn L-1 pour le cladocère Daphnia magna, suivi d’une
moyenne géométrique pour des valeurs CL50 sur 48 h de 44,3 µg Zn L-1 pour Ceriodaphnia
dubia (Attar et Maly 1982; Belanger et Cherry, 1990; Schubauer-Berigan et coll., 1993; Hyne et
coll., 2005). L’espèce d’invertébrés la moins sensible à l’exposition à court terme était le
moucheron Chironomus riparius avec une CL50 sur 24 h de 114 960 µg Zn L-1 (Bechard et coll.,
2008). Pour ce qui est de l’exposition à long terme, le paramètre le plus sensible pour la DSE
chez les invertébrés était une CMAT sur 7 j de 11 µg Zn L-1 pour la reproduction de
Ceriodaphnia dubia (Cooper et coll., 2009). L’espèce la moins sensible était l’éphémère
Rhithrogena hageni avec une CE 10 sur 10 j de 2927 µg Zn L-1 pour la survie (Brinkman et
Johnston, 2008).
Il y a peu d’études sur les amphibiens. L’espèce amphibienne la plus sensible à l’exposition à
court terme était Bufo boreas, avec une CL50 sur 96 h de 753 µg Zn L-1 (Davies et Brinkman,
1999). Les autres espèces amphibiennes étaient moins sensibles, avec des valeurs CL50 sur 96 h
pour Rana hexadactyla, Bufo melanostictus et Xenopus laevis de 4 503, 6 682 et
19 373 µg Zn L-1, respectivement (Khangarot et coll. 1985; Khangarot et Ray 1987; Dawson et
coll. 1988). Une seule étude sur les amphibiens à long terme a été jugée acceptable pour être
incluse dans la DSE, en l’occurrence une étude CMAT sur 4 semaines de 183 µg Zn L-1 pour le
développement de Bufo boreas (Davies et Brinkman, 1999).
En raison de la croissance et du renouvellement rapides des espèces végétales algales/aquatiques,
il est difficile d’obtenir des données à court terme. Seules deux études sur les algues et deux sur
les plantes ont été incluses dans la DSE à court terme. Les paramètres pour les plantes aquatiques
comprenaient des valeurs CI50 sur 96 h de 935 µg Zn L-1 pour la croissance de la lentille d’eau
(Spirodela polyrrhiza) et de 948 µg Zn L-1 pour l’azolla pinnata (Azolla pinnata) (Gaur et coll.
1994). Les paramètres pour les algues comprenaient une CE 50 sur 24 h de 100 µg Zn L-1 pour la
croissance de Chlorella pyrenoidosa et une CE 50 sur 24 h de 15 µg Zn L-1 pour la croissance de
Pseudokirchneriella subcapitata (Lin et coll. 2007; Chen et coll., 1997). Pour ce qui est de
l’exposition à long terme, l’algue la plus sensible était Pseudokirchneriella subcapitata, et une
CE 20 sur 72 h de 10 µg Zn L-1 pour l’inhibition de la croissance a été incluse dans la DSE
(Aruoja et coll., 2009). Des expériences réalisées par Cairns et coll. (1978) ont montré que
Chlamydomonas sp. et Scenedesmus quadricauda étaient les espèces d’algues les moins
sensibles avec des valeurs CL10 de 1 923 et 2 193 µg Zn L-1, respectivement. Pour les plantes
aquatiques, le paramètre le plus faible inclus dans la DSE était la moyenne géométrique des
valeurs CE 10 sur 7 j de 216 µg Zn L-1 pour la croissance de Lemna minor (Ince et coll., 1999;
Dirilgen et Inel, 1994). Le paramètre le plus élevé pour les plantes aquatiques, inclus dans la
DSE, était une CE 50 sur 7 j (taux de croissance d’un nombre de frondes spécifiques)
de 18 034 µg Zn L-1 pour la lenticule d’eau Landolita punctata (Lahive et coll., 2011).
Élaboration des recommandations pour la qualité des eaux
Une concentration limite à court terme et une RCQE à long terme pour protéger la vie aquatique
en eau douce contre l’exposition au zinc ont été élaborées d’après le protocole du CCME
(CCME, 2007), selon la méthode statistique (de type A).
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Concentration limite pour une exposition à court terme dans les eaux douces
Les concentrations limites pour une exposition à court terme sont élaborées à partir de données
relatives à des effets graves (comme la létalité) pour des périodes d’exposition définies (24 à
96 heures). Elles donnent une indication des concentrations pouvant entraîner des effets graves
pour les écosystèmes aquatiques et renseignent sur les impacts d’événements graves, mais
transitoires (p. ex., déversements dans le milieu récepteur aquatique et rejets peu fréquents de
substances non persistantes ou à courte durée de vie). Elles ne donnent pas d’indication au sujet
des concentrations qui assurent la protection des organismes aquatiques, car ces concentrations
ne protègent pas contre les effets nocifs des substances.
Les exigences minimales en matière de données pour les recommandations de type A ont été
satisfaites et, au total, 84 points de donnée ont été utilisés pour le calcul de la concentration
limite (tableau 3). Chaque espèce pour laquelle on disposait de données de toxicité à court terme
a été classée selon sa sensibilité, et sa position centrale dans la DSE a été déterminée selon la
méthode de Hazen (estimation de la probabilité cumulative d’un point de donnée). Toutes les
valeurs des effets du zinc incluses dans la DSE à court terme ont été ajustées en fonction d’une
dureté de 50 mg L-1 sous forme de CaCO 3 et d’une teneur en COD de 0,5 mg L-1, en utilisant
l’équation RLM pour les données regroupées pour Daphnia.
Tableau 3. Paramètres utilisés afin de définir la concentration limite pour l’exposition de
courte durée au zinc en eau douce.
Espèces
Paramètre
Pseudokirchneriella subcapitata (algue verte)
CE 50 – –
24 h
CL50 – 96 h
CL50 – 48 h
CL50 – 96 h
CL50 – 5 j
CL50 – 96 h
CL50 – 48 h
CE 50 – 24 h
CL50 – 96 h
CL50 – 5 j
CL50 – 48 h
CL50 – 96 h
CE 50 – 48 h
CL50 – 96 h
Daphnia magna (puce d’eau)
Ceriodaphnia dubia (cladocère)
Hyalella azteca (puce de mer)
Oncorhynchus mykiss (truite arc-en-ciel)
Pimephales promelas (tête-de-boule)
Ceriodaphnia reticulata (puce d’eau)
Chlorella pyrenoidosa (algue verte)
Morone saxatilis (bar d’Amérique)
Salvelinus confluentus (omble à tête plate)
Daphnia pulex (puce d’eau)
Cottus bairdi (chabot tacheté)
Lampsilis rafinesqueana (lampsile du Midwest)
Oncorhynchus clarkii virginalis (truite fardée Rio
Grande)
Oncorhynchus tshawytscha (saumon quinnat)
Thymallus arcticus (ombre arctique)
Daphnia longispina (cladocère)
Daphnia carinata (cladocère)
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CE 50 – 48 h
CL50 – 48 h
Concentration
(µg Zn·L-1)
15
30,7
44,3*
67,2
69,7*
76,4
86,2
99,8
99,9*
101*
121
143
158
165
173
175*
210*
224
7
Ébauche pour révision- Ne pas citer ou partager
Espèces
Paramètre
Rhinichthys chrysogaster (naseux à ventre doré)
Simocephalus vetulus (cladocère)
Daphnia galeata (cladocère)
Daphnia ambigua (cladocère)
Simocephalus exspinosus (cladocère)
Salmo trutta (truite de mer)
Oncorhynchus clarkii pleuriticus (truite fardée du
fleuve Colorado)
Prosopium williamsoni (ménomini de
montagnes)
Acroperus elongatus (cladocère)
Lampsilis siliquoidea (lampsile siliquoïde)
Chydorus ovalis (cladocère)
Ceriodaphnia pulchella (cladocère)
Oncorhynchus clarkii stomias (truite fardée
Greenback)
Chydorus sphaericus (cladocère)
Ptychocheilus lucius (cyprinoïde du Colorado)
Bufo boreas (crapaud boréal)
Oncorhynchus kisutch (saumon Coho)
Oncorhynchus nerka (saumon Sockeye)
Spirodela polyrrhiza (lenticule commune)
Azolla pinnata (azolla)
Physa heterostropha (escargot)
Moina macrocopa (cladocère)
Culicoides furens (moucheron)
Xyrauchen texanus (meunier bossu)
Chironomus plumosus (moucheron)
Gila elegans (cyprinidé dit « bonytail »)
Tubifex tubifex (lombric)
Lymnaea luteola (escargot)
Physa gyrina (escargot)
Rhinichthys cataractae (naseux des rapides)
Hydra viridissima (hydre verte)
Salvelinus fontinalis (omble de fontaine)
Brachionus havanaensis (rotifère)
Platygobio gracilis (mené à tête plate)
Cyprinus carpio (carpe)
Lepomis macrochirus (crapet arlequin)
Lirceus alabamae (isopode)
Catostomus latipinnis (meunier à grosses
nageoires)
Perca fluviatilis (perche)
Rana hexadactyla
CL50 – 96 h
CE 50 – 48 h
CE 50 – 48 h
CL50 – 48 h
CE 50 – 48 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
Concentration
(µg Zn·L-1)
233
246*
262
305
307*
310
337*
CL50 – 96 h
417*
CE 50 – 48 h
CE 50 – 96 h
CE 50 – 48 h
CE 50 – 48 h
CL50 – 96 h
423
425*
426
443*
452*
CE 50 – 48 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 48 h
CL50 – 115 h
IC 50 – 4 j
IC 50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 48 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 24 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 24 h
516*
545
753
852
885
935
948
1 044*
1 170
1 200
1 315
1 350
1 539
1 547
1 577
1 675
190
2 048
2 116*
2 271
2 491
2 552
3 289
3 289
3 685
CL50 – 5 j
CL50 – 96 h
3 703
4 503
8
Ébauche pour révision- Ne pas citer ou partager
Espèces
Corbicula fluminea (bivalve)
Hydra vulgaris (hydre commune)
Catostomus commersoni (meunier noir)
Caecidotea bicrenata (isopode)
Hydra oligactis (hydre brune)
Bufo melanostictus (crapaud asiatique)
Ptychocheilus oregonensis (sauvagesse du Nord)
Gambusia holbrooki (poisson-moustique de
l’Est)
Brachydanio rerio (poisson zébré)
Morone americana (baret)
Lumbriculus variegatus (oligochète)
Notemigonus crysoleucas (mené jaune)
Baetis tricaudatus (éphémère)
Anguilla rostrata (anguille d’Amérique)
Aeolosoma headleyi (annélidé)
Fundulus diaphanus (fondule barré)
Lepomis gibbosus (crapet soleil)
Xenopus laevis (dactylèthre africain)
Lepidostoma sp. (phrygane)
Carassius auratus (carassin doré)
Rhithrogena hageni (éphémère)
Drunella doddsi (éphémère)
Chloroperlidae (perle)
Cinygmula sp. (éphémère)
Ephemerella sp. (éphémère)
Chironomus riparius (moucheron)
285
286
287
288
289
Paramètre
CL50
CL50
CL50
CL50
CL50
CL50
CL50
CL50
– 96 h
– 96 h
– 96 h
– 96 h
– 72 h
– 96 h
– 96 h
– 96 h
CL50 – 96 h
TLM – 48 h
CL50 – 96 h
CL50 – 24 h
CL50 – 96 h
TLM – 96 h
CL50 – 48 h
TLM – 96 h
TLM – 96 h
CL50 – 4 j
CL50 – 96 h
CL50 – 24 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 96 h
CL50 – 24 h
Concentration
(µg Zn·L-1)
4 918
5 039
5 150
5 890
6 061
6 682
6 695*
7 618*
8 062
9 330
9 639
10 201
11 609
13 394
14 738
17 735
18 567
19 373
> 48 500
52 582
55 749
> 64 214
> 67 565
67 565
> 67 565
114 959
*La valeur indiquée est la moyenne géométrique des valeurs comparables.
Parmi les modèles utilisés, le modèle log-normal offrait le meilleur ajustement. L’équation du
modèle est de la forme :
290
291
292
293
294
295
296
297
298
299
où, pour le modèle ajusté : x = log (concentration), µ = 3,124 et σ = 0,969. La DSE pour une
exposition à court terme est présentée à la figure 1, et les statistiques sommaires sont présentées
au tableau 4. Le 5e centile de la DSE pour l’exposition de courte durée est de 34 μg Zn L-1.
Deux points de données sur la courbe de la DSE à court terme sont en deçà de la valeur du
5e centile. La probabilité qu’un point de donnée sur une courbe de la DSE soit inférieur
au 5e centile augmente avec la taille de l’échantillon, et elle est donc inhérente au calcul de la
9
Ébauche pour révision- Ne pas citer ou partager
300
301
302
DSE. Comme les recommandations à court terme sont établies pour protéger une fraction donnée
d’un organisme contre les effets graves et pour établir des directives au sujet des impacts des
événements graves et transitoires, cette concentration au 5e centile est acceptable (CCME, 2007).
303
304
305
306
307
Tableau 4. Concentration limite pour l’exposition de courte durée pour le zinc selon la
méthode fondée sur la DSE. (LII = limite inférieure de l’intervalle de confiance;
LSI = limite supérieure de l’intervalle de confiance).
5e centile de la DSE
5e centile de la DSE, LII (5 %)
5e centile de la DSE, LSI (5 %)
308
309
310
311
312
313
314
315
316
317
318
Concentration
(µg Zn·L-1)
34
31
37
Comme la dureté de l’eau et le COD étaient d’importants facteurs modificateurs de toxicité dans
l’analyse à court terme, la concentration limite à court terme est exprimée sous forme d’une
équation dans laquelle les valeurs de la dureté de l’eau et du COD pour un site donné doivent être
introduites pour obtenir une concentration limite pour ce site. L’équation de la concentration
limite à court terme est basée sur les pentes du modèle RLM pour la dureté et le COD de 0,833 et
0,240, respectivement, et sur la valeur du 5e centile à court terme de 34 μg Zn L-1 à une dureté
de 50 mg L-1 sous forme de CaCO 3 et une valeur COD de 0,5 mg L-1. L’équation générale
décrivant cette régression linéaire, et par conséquent l’équation pour établir la concentration
limite à court terme dans l’eau douce, est la suivante :
319
Concentration limite =
exp(0,833[ln(dureté)] + 0,240[ln(COD)] +
0,433)
320
321
322
323
324
325
326
327
328
329
330
où la concentration limite est exprimée en concentration de zinc total (μg L-1), la dureté est
mesurée en équivalents CaCO 3 en mg·L-1 et le COD est mesuré en mg·L-1.
Le tableau 5 présente des exemples de concentration limite à court terme dans l’eau douce pour
diverses valeurs de dureté et de COD, calculées à l’aide de l’équation de la concentration limite
dans l’eau douce.
Tableau 5. Exemples de concentration limite (µg·L-1) pour l’exposition à court terme au
zinc dans l’eau douce pour diverses valeurs de dureté de l’eau et de COD*.
COD
(mg·L-1)
0,5
2
5
10
15
12
17
22
26
25
19
27
33
39
50
34
47
59
70
Dureté (mg·L-1)
75
100
48
60
66
84
83
105
97
124
150
85
118
147
174
200
108
150
187
221
250*
130
181
225
266
10
Ébauche pour révision- Ne pas citer ou partager
17*
331
332
333
334
335
336
337
338
339
340
341
342
343
344
345
346
347
348
349
350
29
44
79
111
141
197
251
303
*
L’équation pour la concentration limite à court terme est valide pour une dureté
de 13,8 à 250 mg CaCO 3 ·L-1 et une valeur COD de 0,3 à 17 mg·L-1.
Recommandation pour la qualité de l’eau douce pour une exposition de longue
durée
Les recommandations pour une exposition de longue durée sont basées sur des concentrations
dans l’écosystème aquatique qui ont pour but de protéger toutes les formes de vie aquatique
pendant des périodes d’exposition indéfinies. Les exigences minimales en matière de données
pour les recommandations de type A ont été satisfaites et, au total, 36 points de données ont été
utilisés pour l’élaboration de la recommandation (tableau 6). Chaque espèce pour laquelle on
disposait de données de toxicité à long terme a été classée selon sa sensibilité, et sa position
centrale dans la DSE a été déterminée selon la méthode de Hazen. Toutes les valeurs des effets
du zinc incluses dans la DSE à long terme ont été ajustées pour une dureté de 50 mg L-1 sous
forme de CaCO 3 et un pH de 7,5.
Tableau 6. Paramètres utilisés pour déterminer la RCQE à long terme pour le zinc.
Espèces
Paramètre et effet
Pseudokirchneriella subcapitata (algue
verte)
Ceriodaphnia dubia (puce d’eau)
Epeorus latifolium (éphémère)
Daphnia magna (cladocère)
Chlorella vulgaris (algue verte)
Jordanella floridae (jordanelle de
Floride)
Potamopyrgus jenkinsi (escargot)
Cottus bairdi (chabot tacheté)
Brachionus havanaensis (rotifère)
CE 20 – 72 h – Inhibition de la
croissance
CMAT – 7 j – Reproduction
CE 10 – 4 semaines – Émergence
CE 10 – 21 j – Reproduction
CE 50 – 72 h – Biomasse
CMAT – 100 j – Croissance
Phoxinus phoxinus (vairon eurasien)
Pimephales promelas (tête-de-boule)
Lampsilis siliquoidea (lampsile
siliquoïde)
Oncorhynchus mykiss (truite
arc-en-ciel)
Hyalella azteca (amphipode)
Chironomus riparius (chironomids)
Oncorhynchus tshawytscha (saumon
quinnat)
Hydra viridissima (hydre verte)
Dreissena polymorpha (moule zébrée)
Concentration
(µg·L-1)
10
11,0
12,7
30,4
34
38,9
CMAT – 12 semaines – Croissance
CE 10 – 30 j – Mortalité
CE 10 – 18 j – Inhibition de la
croissance de la population
CL 10 – 150 j – Mortalité
IC 10 – 7 j – Croissance
IC 10 – 28 j – Longueur
44,0
50,8
60,6
CL 10 – 30 j – Mortalité
91,8*
CMAT – 10 semaines – Mortalité
CMEO – 11 semaines –
Développement
CL 10 – 200 h – Mortalité
97,0
99,8
CE 10 – 7 j – Inhibition de la
croissance de la population
CL 10 – 10 semaines – Mortalité
121
81,3
87,4
87,5
105
136
11
Ébauche pour révision- Ne pas citer ou partager
Espèces
Paramètre et effet
Bufo boreas (crapaud de l’Ouest)
CMAT – 4 semaines –
Développement
CE/IC 10 – 7 j – Croissance
IC 10 – 90 j – Biomasse
Lemna minor (lenticule mineure)
Prosopium williamsoni (ménomini de
montagnes)
Salmo trutta (truite de mer)
Salvelinus fontinalis (omble de
fontaine)
Wolffia brasiliensis (wolfie du Brésil)
Oncorhynchus clarkii pleuriticus (truite
fardée)
Lemna gibba (lenticule bossue)
Hydra vulgaris (hydre commune)
Physa gyrina (escargot)
Lyngbya sp. (cyanobactérie)
Cyclotella meneghiniana (diatomée)
Ceratophyllum demersum (cornifle
nageante)
Lemna trisulca (lenticule trisulquée)
Chlamydomonas sp. (algue verte)
Scenedesmus quadricauda (algue verte)
Rhithrogena hageni (éphémère)
Landoltia punctata (lenticule)
351
352
353
354
355
356
357
358
359
360
361
362
363
364
365
366
Concentration
(µg·L-1)
183
CMAT – 58 j – Poids
IC 10 – 24 semaines – Fragilité des
œufs
CE 50 – 7 j – Taux de croissance de
biomasse spécifique
CMAT – 30 j – Survie
CE 50 – 7 j – Taux de croissance de
biomasse spécifique
CE 10 – 7 j – Inhibition de la
croissance de la population
CSEO/L – 30 j – Mortalité
CE 10 – 18 j – Taux de croissance
CL 10 – 5 j – Taux de croissance
CMEO – 15 j – Contenu en
chlorophylle et biomasse
CE 50 – 14 j – Rendement final
(poids sec)
CL 10 – 10 j – Taux de croissance
CL 10 – 5 j – Taux de croissance
CE 10 – 10 j – Mortalité
CE 50 – 7 j – Taux de croissance
d’un nombre spécifique de frondes
216*
222
222
225
280
283*
308
414
475
559
643
1 077
1 269
1 923
2 193
2 927
18 034
*La valeur indiquée est la moyenne géométrique des valeurs comparables.
Le modèle logistique offrait le meilleur ajustement, et l’équation du modèle est :
où, pour le modèle ajusté, x = log (concentration), µ = 2,210 et s = 0,386. La DSE pour une
exposition à long terme est présentée à la figure 2 et les statistiques sommaires sont présentées au
tableau 7. Le 5e centile de la DSE pour l’exposition de longue durée est de 12 μg·L-1.
Deux points de données sont sous la valeur du 5e centile sur la courbe de la DSE à long terme, y
compris les paramètres d’effet faible pour la croissance et la reproduction de P. subcapitata et de
C. dubia, respectivement. La probabilité qu’un point de donnée sur une courbe de la DSE soit
inférieur au 5e centile augmente avec la taille de l’échantillon, et elle est donc inhérente au calcul
de la DSE. Il ressort de l’examen des données de toxicité disponibles (y compris l’évaluation de
12
Ébauche pour révision- Ne pas citer ou partager
367
368
369
370
371
372
373
374
375
376
377
378
379
380
381
382
383
toute espèce à risque, des données de mortalité ou des regroupements de taxons se produisant aux
concentrations inférieures à la recommandation) que la clause de protection (CCME 2007) n’est
pas applicable et que la RCQE pour le zinc permet d’atteindre le niveau souhaité de protection.
Tableau 7. RCQE à long terme pour le zinc établie selon la méthode de la DSE. (LII =
limite inférieure de l’intervalle de confiance; LSI = limite supérieure de l’intervalle de
confiance).
Concentration
(µg Zn·L-1)
5e centile de la DSE
12
e
5 centile de la DSE, LII (5 %)
9,8
5e centile de la DSE, LSI (5 %)
14
Comme la dureté de l’eau et le pH étaient d’importants facteurs modificateurs de toxicité dans
l’analyse à long terme, la RCQE est exprimée sous forme d’une équation dans laquelle on doit
inclure la dureté et le pH de l’eau locale afin d’obtenir une recommandation propre au site.
L’équation à long terme pour la RCQE est basée sur les pentes du modèle RLM pour la dureté et
le pH de 0,995 et de -0,847, respectivement, et sur la valeur du 5e centile de 12 μg Zn L-1 pour
une dureté de 50 mg L-1 sous forme de CaCO 3 et un pH de 7,5. L’équation générale décrivant
cette régression linéaire, et par conséquent l’équation pour calculer la RCQE à long terme
pour protéger la vie en eau douce, est la suivante :
RCQE = exp(0,995[ln(dureté)] –
0,847[pH] + 4,932)
384
385
386
387
388
389
390
391
392
393
où la RCQE est exprimée en concentration de zinc total (μg L-1), la dureté est mesurée en
équivalents CaCO 3 en mg·L-1 et le pH est en unités standards.
Le tableau 8 présente des exemples de RCQE pour diverses valeurs de dureté et de pH, qui ont
été calculées à l’aide de l’équation pour la RCQE pour l’eau douce.
Tableau 8. Exemples de RCQE (µg·L-1) pour le zinc dans l’eau douce, pour diverses
valeurs de dureté de l’eau et de pH*.
Dureté
(mg·L-1)
30
40
50
75
100
125
150
190*
pH
6,5*
17
22
28
41
55
69
83
104
7,0
11
14
18
27
36
45
54
68
7,5
7,1
9,5
12
18
24
29
35
45
8,0
4,7
6,2
7,8
12
15
19
23
29
13
Ébauche pour révision- Ne pas citer ou partager
394
395
396
397
398
399
400
401
402
403
404
405
406
407
408
409
410
411
412
413
414
415
416
* L’équation pour la RCQE est valide pour une dureté de 28,2 à 190 mg
CaCO 3 ·L-1 et un pH de 6,5 à 8,13.
Recommandation pour la qualité de l’eau salée
Aucune recommandation pour la qualité de l’eau salée pour le zinc n’a été établie pour le
moment.
Facteurs pris en compte dans l’établissement de la recommandation
Les concentrations de fond naturelles de zinc varient grandement d’un site à un autre, et les
communautés qui se sont adaptées aux conditions écologiques locales avec des valeurs faibles et
élevées de concentrations de zinc pourraient réagir différemment aux rejets anthropiques de zinc
par rapport aux communautés non adaptées. Ce facteur ne peut être pris en compte lors de
l’élaboration d’une recommandation destinée à l’ensemble du pays. Par conséquent, dans
certaines situations, p. ex., lorsque la valeur recommandée à l’échelle nationale est à l’extérieur
de la concentration de fond naturelle, il peut s’avérer nécessaire ou avantageux d’élaborer une
recommandation pour un site particulier. On devrait se servir de ces recommandations nationales
comme base pour établir des recommandations et des objectifs propres à un site particulier, au
besoin. Pour de plus amples renseignements sur la procédure de calcul d’une RQE propre à un
site, veuillez consulter le document d’orientation du CCME (2003).
417
1,0
____
Modèle normal
Limites de confiance à 95 %
- - - CD5
■ Poisson
● Invertébrés
▲ Plantes et algues en milieu
aquatique
Amphibiens
____
Proportion d’espèces
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
1
418
10
100
1 000
10 000
Concentration de zinc
100 000
1000 000
(µg·L-1)
14
Ébauche pour révision- Ne pas citer ou partager
419
420
421
422
Figure 1. Distribution de la sensibilité des espèces (DSE) exposées au zinc à court terme en
eau douce, déterminée par ajustement du modèle log-normal aux valeurs CL/CE 50
à court terme chez 84 espèces aquatiques.
1,0
____
Modèle logistique
Limites de confiance à 95 %
- - - CD5
■ Poisson
● Invertébrés
▲ Plantes et algues en milieu
aquatique
Amphibiens
____
Proportion d’espèces
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
423
424
425
426
427
428
429
430
431
432
433
434
435
436
437
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Concentration de zinc (µg·L-1)
Figure 2. Distribution de la sensibilité des espèces (DSE) exposées au zinc à long terme en eau
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