6. Essais de toxicité sublétale

6.1 Aperçu

6.2 Prélèvement des échantillons

6.3 Emplacement de l’échantillonnage

6.4 Fréquence des essais et production de rapports

6.5 Compilation des critères de toxicité sublétale et validation des résultats des essais

• 6.5.1 Validation des résultats des essais
• 6.5.2 Compilation des critères de toxicité sublétale

6.6 Interprétation des données par rapport aux objectifs de l’essai de toxicité

• 6.6.1 Changements dans la qualité de l’effluent
• 6.6.2 Interprétation en présence de rejets multiples
• 6.6.3 Contribution à l’approche fondée sur le poids de la preuve
• 6.6.4 Considérations pour l’intégration des résultats des essais de toxicité

6.7 Description des essais de toxicité sublétale en eau douce et en eau salée

6.8 Eau de dilution dans les essais de toxicité sublétale en milieu d’eau douce

• 6.8.1 Choix de l’eau de dilution

6.9 Prélèvement, expédition et entreposage des échantillons destinés aux essais de toxicité sublétale

• 6.9.1 Acclimatement des organismes d’essai
• 6.9.2 Essais préliminaires
  • 6.9.2.1 Anomalies décelées durant les essais préliminaires
• 6.9.3 Essais de toxicité de l’effluent ou de l’eau de surface exposée à l’effluent

6.10 Utilisation des essais de toxicité sublétale pour résoudre les problèmes posés par les facteurs de confusion

6.11 Références

Liste des tableaux

• Tableau 6-1 : Méthodes prescrites pour les essais de toxicité sublétale des effluents
• Tableau 6-2 : Descriptions des essais de toxicité sublétale en eau douce et en eau salée dans le cadre du Programme d’ESEE pour les mines de métaux
• Tableau 6-3 : Spécifications des méthodes d’essai recommandées par Environnement Canada et recommandations pour le prélèvement, l’entreposage et l’utilisation de l’eau de dilution prélevée sur le site
• Tableau 6-4 : Volumes d’eau de dilution/d’eau témoin et volumes de l’effluent correspondant pour les essais de toxicité sublétale
• Tableau 6-5 : Préparation de divers degrés de dureté et d’alcalinité

6. Essais de toxicité sublétale

6.1 Aperçu

Les essais de toxicité sublétale effectués dans le cadre du Programme d’études de suivi des effets sur l’environnement (ESEE) ont principalement deux fonctions : comparer les procédés et mesurer les changements dans la qualité de l’effluent, et aider à mieux comprendre la contribution relative de la mine en présence de rejets multiples.

Les essais de toxicité sublétale effectués dans le cadre du Programme d’ESEE pour les mines de métaux visent à obtenir une estimation des effets potentiels de leurs effluents sur les composantes biologiques (phytoplancton, zooplancton, invertébrés benthiques, poissons, macrophytes) dans la zone exposée, que ces composantes soient ou non mesurées directement sur le terrain.

Afin d’estimer les effets potentiels des effluents sur les composantes biologiques, des essais de toxicité sublétale doivent être menés en conformité avec les méthodes applicables prévues aux paragraphes (3) et (4) de l’article 5 de l’annexe 5 du Règlement sur les effluents des mines de métaux (REMM) (et avec les modifications successives de ces méthodes). Il faut procéder à quatre essais de toxicité sublétale sur des organismes dulcicoles (espèces de poissons, d’invertébrés, d’algues et de plantes) ou trois essais de toxicité sublétale sur des organismes marins ou estuariens (espèces de poissons, d’invertébrés et d’algues), selon le type de milieu récepteur étudié (article 5 de l’annexe 5 du REMM), et les résultats de ces essais doivent être consignés. Le choix de l’essai devrait tenir compte en premier lieu de la pertinence des espèces utilisées pour le milieu récepteur local et, en second lieu, de la disponibilité saisonnière des organismes d’essai.

La liste des méthodes recommandées pour les essais de toxicité sublétale figure au tableau 6-1. Le site Web suivant présente toutes les publications de la Section des méthodes biologiques d’Environnement Canada sur les méthodes d’essai biologique : http://www.ec.gc.ca/faunescience-wildlifescience/default.asp?lang=Fr&n=0BB80E7B-1. En ce qui concerne l’évaluation de la validité des résultats, des listes de vérification ont été établies pour chacun des essais et leurs options et figurent sur le site Web des ESEE (http://www.ec.gc.ca/esee-eem/default.asp?lang=Fr&n=D450E00E-1). L’information sur la sensibilité relative des différents essais de toxicité sublétale est présentée dans ESG (1999).

Pour en savoir plus sur l’interprétation des résultats des essais de toxicité sublétale pour suivre l’évolution de la qualité d’un effluent ou pour tout autre usage, veuillez consulter les sections 6.6 et 6.10.

1. Aux endroits où le Méné à grosse tête n’est pas une espèce indigène, Environnement Canada (1998) recommande d’utiliser la Truite arc-en-ciel.
2. Pour les essais sur Pseudokirchneriella subcapitata dans le cadre du Programme d’ESEE, certaines provinces et certains territoires jugent acceptables tant les exigences d’Environnement Canada (2007b) que celles du MDDEP (2007).
Remarque – Pour tous les essais de toxicité en milieu marin, il est recommandé de se conformer à la méthode proposée par Environnement Canada (2001) pour ajuster la salinité de l’échantillon d’effluent. Pour tous les essais de toxicité sublétale utilisant des organismes achetés à cette fin, il est recommandé de respecter les exigences d’Environnement Canada (1999) relatives à l’importation des organismes d’essai.

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6.2 Prélèvement des échantillons

Les essais de toxicité sublétale doivent être effectués sur une portion aliquote d’échantillons d’effluent prélevés conformément au paragraphe 4(2) de l’annexe 5 du REMM (caractérisation de l’effluent) (paragraphe 5(2) de l’annexe 5 du REMM).

Lors de la sélection de la période d’échantillonnage aux fins des essais de toxicité, les deux aspects suivants doivent être pris en compte :

1. la période où l’effluent a le plus grand risque de répercussions néfastes sur l’environnement;
2. le moment où le suivi biologique est réalisé afin de pouvoir établir des liens avec les effets observés dans la zone exposée.

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6.3 Emplacement de l’échantillonnage

Afin de déterminer lequel parmi les émissaires d’effluent est susceptible d’avoir le plus d’effets néfastes sur l’environnement, il convient de tenir compte de ce qui suit :

• des charges mensuelles de substances nocives;
• de la façon dont l’effluent se mélange dans la zone exposée;
• des données historiques de caractérisation ou de toxicité sublétale.

Dans le cas où il est difficile de savoir quelle source de rejet risque le plus d’avoir des effets néfastes sur l’environnement, la mine peut choisir d’effectuer des essais de toxicité sublétale à l’aide d’une concentration unique à partir de chaque point de rejet final pour déterminer quelle source engendre les réactions sublétales les plus intenses.

Pour estimer l’intensité de la réaction engendrée par chaque source de rejet, il est possible d’observer et de noter le temps écoulé avant que la réaction se produise (p. ex., après avoir exposé des Ceriodaphnia dubia adultes à des échantillons d’effluent non dilués provenant de chaque source, le temps écoulé avant d’obtenir une mortalité de 25 % ou de 50 % des sujets exposés est noté). Si l’objectif premier est d’observer la survie, le TL₂₅ ou le TL₅₀ (temps écoulé entre l’exposition initiale et la mort de 25 % ou de 50 % des sujets exposés) est le critère ciblé. En pareilles circonstances, la réalisation d’essais utilisant une concentration unique constitue une approche rentable pour déterminer quelle source de rejet risque le plus d’avoir des effets néfastes sur le milieu récepteur.

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6.4 Fréquence des essais et production de rapports

Les essais de toxicité sublétale sont effectués deux fois par année civile pendant les trois premières années et, par la suite, une fois par année (paragraphe 6(2) de l’annexe 5 du REMM). Le premier essai doit être exécuté sur un échantillon d’effluent prélevé au plus tard six mois suivant la date à laquelle la mine devient assujettie à l’article 7 du REMM (paragraphe 6(1) de l’annexe 5).

Les résultats des essais de toxicité sublétale sont présentés à l’agent d’autorisation dans un rapport sur les études de suivi de l’effluent et de la qualité de l’eau. Le chapitre 5 comporte de plus amples informations sur le contenu du rapport sur les études de suivi de l’effluent et de la qualité de l’eau. Les exigences en lien avec la présentation des résultats des essais de toxicité sublétale sont décrites dans le REMM (à l’article 23, ainsi qu’à l’article 8 de l’annexe 5). Veuillez consulter le chapitre 10 pour en savoir plus sur la présentation électronique des données de toxicité sublétale.

Il est possible de consulter les méthodes d’essai mentionnées dans le tableau 6-1 pour connaître les exigences sur les rapports à présenter pour chaque méthode d’essai.

Le rapport doit comprendre ce qui suit :

• les dates de prélèvement des échantillons aux fins des essais de toxicité sublétale;
• l’emplacement du point de rejet final à partir duquel les échantillons ont été prélevés aux fins des essais de toxicité sublétale et les données sur la façon dont ce point a été choisi;
• les résultats des essais de toxicité sublétale, y compris la concentration létale médiane (CL₅₀), la concentration inhibitrice 25 % (CI₂₅¹) et la concentration effective 25 % (CE₂₅) (le cas échéant), les limites de confiance à 95 % et les statistiques quantitatives utilisées;
• une description des mesures d’assurance et de contrôle de la qualité (AQ/CQ) appliquées et les données sur la mise en œuvre de ces mesures;
• les données satisfaisant aux exigences minimales décrites dans les méthodes d’essai et les listes de contrôle de la toxicité sublétale.

Pour déterminer si elles peuvent utiliser ou non des données historiques de toxicité sublétale dans le cadre du Programme d’ESEE, les mines devraient tenir compte des aspects suivants :

• les mesures d’assurance de la qualité en laboratoire prévues dans les méthodes présentées au tableau 6-1;
• le nombre d’espèces étudiées (au moins trois espèces permettant de répondre à la question justifiant la conduite des essais);
• la date des données (essais réalisés après le 31 décembre 1997);
• la nature des conditions d’exploitation de la mine (p. ex., les conditions d’exploitation sont-elles demeurées inchangées depuis que les essais de toxicité sublétale ont été réalisés?);
• la question à savoir si l’un des essais de toxicité sublétale a été réalisé sur un échantillon d’effluent en même temps qu’était effectué un suivi des poissons et des invertébrés benthiques sur le terrain.

Les données sur la toxicité fournies dans le cadre du Programme d’ESEE visant l’industrie des mines de métaux doivent être accompagnées d’une description du matériel, des méthodes et des calculs utilisés pour chaque essai. Les exigences minimales sur la production de rapports sont énoncées en détail dans les sections 8 ou 9 des méthodes d’essai toxicologique publiées par Environnement Canada. En ce qui concerne l’évaluation de la validité des résultats des essais, des listes de vérification ont été établies pour chaque option d’essai. Ces listes peuvent être consultées sur le site Web des ESEE à l’adresse : http://www.ec.gc.ca/esee-eem/default.asp?lang=Fr&n=D450E00E-1. Les exigences minimales en matière de rapports liées aux méthodes de l’U.S. Environmental Protection Agency (U.S. EPA, 2002) ont été adoptées aux fins des phases ultérieures des ESEE. En général, ces exigences concordent avec celles d’Environnement Canada.

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6.5 Compilation des critères de toxicité sublétale et validation des résultats des essais

Les critères de toxicité sublétale rapportés varient selon l’essai effectué (voir les méthodes d’essai dans le tableau 6-1), mais, pour illustrer notre propos, nous traiterons ici de la CI₂₅. La moyenne géométrique² de la CI₂₅ (MG-CI₂₅) pour une espèce donnée doit être calculée pour chaque phase.

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6.5.1 Validation des résultats des essais

Les équipes chargées de prélever les échantillons sur le terrain et celles chargées d’effectuer les essais de toxicité en laboratoire respecteront les procédures d’assurance de la qualité et du contrôle de la qualité (AQ/CQ) exposées dans les documents décrivant les méthodes d’essai de toxicité prescrites.

Par conséquent, une première étape dans l’interprétation des données sur la toxicité dans une ESEE devrait consister à résoudre les problèmes liés à l’AQ/CQ. Les exigences et les recommandations supplémentaires décrites ci-dessous s’ajoutent aux mécanismes d’assurance de la qualité présentés dans chacune des méthodes d’essai de toxicité sublétale :

• les essais utilisant une substance toxique de référence doivent être menés de la même manière que ceux menés sur l’effluent ou sur l’eau de surface exposée à l’effluent;
• un essai utilisant une substance toxique de référence doit avoir été réalisé dans les 30 jours entourant l’essai sur l’effluent ou sur l’eau de surface exposée à l’effluent;
• tous les essais de toxicité sublétale sur les effluents doivent satisfaire aux critères de validité propres à l’essai;
• les essais de toxicité sublétale doivent être entrepris dans les trois jours suivant le prélèvement des échantillons;
• des critères de toxicité sublétale quantitatifs doivent être fournis pour tous les essais de toxicité sublétale des échantillons d’effluent ou d’eau exposée à l’effluent;
• les critères de toxicité sublétale compris entre 0,1 % et 100 % doivent se situer dans l’intervalle d’au moins une concentration d’essai;
• lorsque les essais de toxicité sublétale ne respectent pas les critères de validité des méthodes d’essai, ils seront répétés en utilisant un nouvel échantillon;
• la présentation de valeurs « inférieures à » un seuil donné en tant que critère de toxicité sublétale n’est plus acceptée.

Les données pourraient être rejetées si une ou plusieurs des conditions essentielles de la méthode d’essai ne sont pas respectées (p. ex., non-respect des critères de santé des organismes, manipulations inappropriées de l’échantillon, absence d’un suivi minimal en cours d’essai, emploi de statistiques incorrectes pour le calcul des critères de toxicité sublétale).

Les laboratoires dont les mines de métaux retiennent les services pour l’exécution des essais de toxicité sublétale devraient être accrédités selon la norme ISO/CEI 17025:2005 de l’Organisation internationale de normalisation intitulée Exigences générales concernant la compétence des laboratoires d’étalonnages et d’essais, avec ses modifications successives.

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6.5.2 Compilation des critères de toxicité sublétale

Si l’effluent ne cause pas une inhibition sublétale ou un effet à 25 % lors des essais de toxicité sublétale en eau douce, alors la CI₂₅ et la CE₂₅ ne peuvent pas être calculées. Le résultat est rapporté sous la forme > 100 %.

À certaines concentrations, la mortalité peut aussi empêcher le calcul de la CI₂₅ et de la CE₂₅. Par exemple, il pourrait ne pas y avoir d’effets mesurés (mortalité, croissance ou reproduction) pour une concentration de 32 %, mais une mortalité appréciable à 56 %. Il serait alors impossible d’obtenir une bonne estimation de l’inhibition de la croissance ou de la reproduction pour une concentration de 56 %, et il serait, par conséquent, impossible de déterminer la CI₂₅ et la CE₂₅. Dans un tel cas, il faut supposer que la CI₂₅ et la CE₂₅ sont égales à la plus grande concentration, soit 56 % dans le cas présent.

Il devrait y avoir des CI₂₅ pour chacune des espèces soumises à l’essai. L’information se résume en calculant la moyenne géométrique pour chaque groupe de valeurs de CI₂₅. Ainsi, l’essai avec l’effluent d’une mine en six occasions produisant des valeurs de CI₂₅ mesurées de 10 %, 15 %, 17 %, 23 %, 25 % et 30 % donnerait une moyenne géométrique de 19 %.

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6.6 Interprétation des données par rapport aux objectifs de l’essai de toxicité

6.6.1 Changements dans la qualité de l’effluent

La moyenne géométrique de la CI₂₅ (MG-CI₂₅) peut être comparée pour chaque espèce d’une phase à l’autre afin de déterminer l’évolution de la qualité de l’effluent dans le temps à chaque mine, d’une mine à l’autre ou selon le type de mine. Les modifications apportées aux procédés ou au traitement des effluents devraient entraîner des améliorations.

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6.6.2 Interprétation en présence de rejets multiples

La comparaison des données sur la toxicité de l’effluent d’une mine avec celles d’autres établissements industriels ou municipaux voisins peut aider à comprendre la contribution relative de chaque effluent à l’impact potentiel sur l’environnement. Lorsqu’elles sont connues, les données pertinentes sur la toxicité, le débit et la dispersion des autres effluents permettent de mieux comprendre le chevauchement des divers panaches ou les relations entre ceux-ci. Une autre méthode de comparaison de la charge relative (contribution à la toxicité) de chaque source en présence consiste à calculer le facteur de rejet toxique = [(100/MG-CI₂₅) × débit]. Toutefois, ce calcul ne se rapporte pas au milieu récepteur, étant donné que la dispersion et la dilution de l’effluent ne sont pas prises en compte. Voir la section 6.10 pour plus de renseignements sur les facteurs de confusion.

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6.6.3 Contribution à l’approche fondée sur le poids de la preuve

Lorsque les données de toxicité sublétale donnent une CI₂₅ inférieure à 30 %, les mines sont encouragées à calculer la portée géographique de la réponse dans la zone exposée et à cibler la zone où la concentration d’effluent est comparable à la CI₂₅. Pour ce faire, elles ont besoin des données sur l’effluent et le débit récepteur du mois correspondant. L’estimation de la portée géographique potentielle de la réponse peut être présentée sous la forme d’une carte et être indiquée dans le rapport d’interprétation.

Une zone d’effets potentiels peut donner une indication approximative de l’étendue de l’inhibition à 25 % reliée à l’effluent dans l’environnement. Si, par exemple, la MG-CI₂₅ d’une mine s’élève à 1 % v/v selon un essai donné, ce résultat correspondrait à une étendue de 1 % de la zone. Les CI₂₅ propres aux invertébrés et aux plantes ne seront sans doute pas les mêmes, étant donné que la sensibilité varie d’une espèce à l’autre et compte tenu des différents paramètres des méthodes d’essai de toxicité sublétale. Par conséquent, elles peuvent avoir différentes zones d’effets potentiels.

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6.6.4 Considérations pour l’intégration des résultats des essais de toxicité

Il faut tenir compte des éléments suivants lorsqu’on se sert des données sur la toxicité pour estimer une zone d’effets potentiels.

1) Résultats des essais en laboratoire. Les essais de toxicité sublétale en laboratoire permettent d’estimer la toxicité pour chaque espèce étudiée dans des conditions étroitement contrôlées. Ces conditions ne reflètent pas les conditions environnementales observées au site à l’étude. Chapman (2000) décrit divers facteurs abiotiques et biotiques modificateurs qui sont présents dans le milieu récepteur non contrôlé et qui peuvent influer sur la réaction de l’organisme à une substance toxique en conditions naturelles.

2) Différences entre les espèces. Il importe de prendre en considération les différences dans la sensibilité des espèces à l’effluent des mines de métaux lorsque sont extrapolés les résultats des essais de toxicité sublétale en laboratoire aux effets sur le biote indigène.

3) Toxicité en amont de l’effluent. La description ci-dessus suppose que l’eau en amont de l’effluent ne contribue pas à la toxicité observée. Cette supposition serait erronée si des panaches se superposaient.

4) Types d’eaux réceptrices. Le pH, la dureté et le carbone organique dissous (COD) des eaux réceptrices et d’autres facteurs modifiant les conditions du milieu peuvent faire en sorte que la toxicité d’un effluent soit plus élevée ou plus faible que celle de l’eau de laboratoire.

5) Incertitudes liées au panache. Les calculs de dilution peuvent être difficiles à effectuer ou imprécis, et la position de la zone de mélange peut varier. En présence de telles incertitudes, l’estimation de l’étendue d’une zone d’effets potentiels comprend un degré d’incertitude équivalent.

6.7 Description des essais de toxicité sublétale en eau douce et en eau salée

Le tableau 6-2 présente une brève description des essais de toxicité sublétale en eau douce et en eau salée recommandés aux fins du Programme d’ESEE pour les mines de métaux. L’information sur la sensibilité relative des différents essais de toxicité sublétale est présentée dans ESG (1999).

Pour les essais en eau douce, l’eau du laboratoire ou du site peut servir de source d’eau de dilution et d’eau témoin. Pour les essais utilisant des organismes marins ou estuariens, la mine peut utiliser soit de l’eau de mer non polluée ou de l’eau de mer artificielle produite à partir de saumure hautement concentrée (SHC). Il est recommandé de suivre la procédure décrite dans Environnement Canada (2001) pour ajuster la salinité des échantillons d’effluents et de l’eau de dilution et pour préparer la saumure hautement concentrée.

Le cas échéant, il convient également de respecter les exigences sur l’importation des organismes d’essai (Environnement Canada, 1999) lorsque des organismes sont achetés en vue de les employer immédiatement dans des essais de toxicité sublétale.

Aux fins de l’AQ/CQ, le laboratoire doit valider et tenir des registres détaillés de tous les aspects concernant les échantillons, les organismes utilisés, l’entretien des cultures, les conditions dans lesquelles se sont déroulés les essais, le matériel et les résultats obtenus. La validité des données sur la toxicité des effluents est établie au moyen d’un essai faisant appel à un toxique de référence. Les données successives portant sur les toxiques de référence sont reportées sur une fiche de contrôle. Si les résultats sont compris à l’intérieur des limites prévues, le rendement du lot d’organismes utilisés aux fins des essais est validé. Les exigences minimales se rattachant à la présentation des résultats sont énoncées dans chacune des méthodes d’essai.

Le personnel technique affecté aux essais devrait posséder les compétences voulues pour pratiquer la culture ou l’élevage des algues, des macrophytes, des invertébrés et des poissons et pour réaliser des essais de toxicité en se conformant aux techniques d’aseptisation.

Pour des descriptions plus détaillées, veuillez consulter les documents correspondant à chaque méthode d’essai.

6.8 Eau de dilution dans les essais de toxicité sublétale en milieu d’eau douce

6.8.1 Choix de l’eau de dilution

Les méthodes d’essai de toxicité sublétale requises dans le cadre du Programme d’ESEE pour les mines de métaux définissent clairement les conditions de culture et les procédures d’essai à suivre (Environnement Canada, 1992a, 1992b, 1998, 2007a, 2007b, 2007c; U.S. EPA, 1994a, 1994b, 1995, 2002). Certaines décisions sont laissées à la discrétion du laboratoire, du moment que les critères d’acceptabilité de l’essai normalisé sont respectés. Par exemple, les méthodes normalisées d’essais sur Ceriodaphnia,le Méné à grosse tête, Pseudokirchneriella et la Truite arc-en-ciel permettent l’utilisation d’eau souterraine ou d’eau de surface non contaminée, d’eau du robinet déchlorée ou d’eau reconstituée comme source d’eau pour la culture ou d’eau témoin et d’eau de dilution, tant que l’eau choisie ne compromet ni la santé des organismes, ni la validité des résultats de l’essai.

La plupart des laboratoires du Canada utilisent une eau « normalisée de laboratoire » pour répondre aux exigences en matière de culture et d’essai de routine. Les laboratoires sont généralement approvisionnés par un système d’eau souterraine naturelle (puits) ou une source d’eau municipale locale, qui doit être déchlorée et parfois tamponnée pour satisfaire aux critères de culture acceptables. L’eau désionisée reconstituée de manière à respecter les paramètres cibles de qualité de l’eau est également utilisée. L’utilisation de cette eau de laboratoire comporte les avantages suivants :

• sa qualité peut être maintenue à un niveau constant, et le risque de contamination par des produits chimiques ou des organismes indésirables ou nocifs est minime;
• le suivi régulier de la composition chimique de l’eau et de la santé des cultures et la réalisation d’essais avec des toxiques de référence permettent de s’assurer que l’eau est d’une qualité acceptable pour les essais de toxicité;
• les cultures étant maintenues dans l’eau de laboratoire, aucun acclimatement supplémentaire des organismes n’est requis aux fins des essais d’exposition à des effluents ou à des substances chimiques lorsque cette eau est utilisée comme eau témoin et eau de dilution;
• l’eau de laboratoire est normalement employée dans les essais réglementaires partout au Canada, car elle fournit une mesure de la toxicité inhérente des effluents et permet de comparer la qualité des effluents dans le temps.

Au cours du Programme d’ESEE du secteur minier, les laboratoires effectueront vraisemblablement la plupart de leurs essais de toxicité sublétale avec de l’eau de laboratoire comme source d’eau témoin et d’eau de dilution afin de pouvoir comparer leurs résultats entre eux et dans le temps. Il est également probable que, dans de nombreux essais de toxicité sublétale où la toxicité des effluents est mesurable, cette toxicité soit attribuée à des substances inorganiques telles que les métaux et l’ammoniac. En outre, la toxicité de l’effluent peut également dépendre de caractéristiques propres au site, notamment le pH, l’alcalinité et la dureté. Ces caractéristiques peuvent être contrôlées et reproduites en laboratoire s’il est souhaité que les résultats de l’essai reflètent les conditions du site. Toutefois, une mine peut décider d’évaluer la toxicité de son effluent à l’aide d’une eau de surface non exposée (comme source d’eau témoin et d’eau de dilution), à condition que l’échantillon ne soit pas exposé à l’effluent. Par ailleurs, la mine peut également utiliser une zone de référence dont les caractéristiques physicochimiques sont semblables à celles du site pour obtenir l’eau témoin et l’eau de dilution.

L’utilisation d’eau de surface non exposée peut être particulièrement utile pour ce qui suit :

Estimation de l’effet atténuant ou stimulant de l’eau de surface non exposée utilisée comme eau de dilution sur l’expression de la toxicité de l’effluent ou de l’eau de surface exposée à l’effluent

Bien que des essais parallèles portant sur des effluents et des eaux de surface exposées à des effluents et utilisant l’eau des sites étudiés et l’eau de laboratoire à dureté ajustée aient produit des résultats similaires (BEAK, 1998, 1999), il est impossible de simuler toutes les caractéristiques physicochimiques de l’eau du site en utilisant l’eau de laboratoire. Par conséquent, si certaines caractéristiques de l’eau du site autres que la dureté, l’alcalinité et le pH sont soupçonnées d’influencer l’expression de la toxicité, il peut être utile d’effectuer les essais de toxicité à l’aide de l’eau du site pour bien tenir compte des effets qui sont propres au site.

L’eau de surface non exposée peut être de l’eau du site de la mine qui a été prélevée en amont d’un point de rejet d’effluent ou dans une zone de référence voisine. Les caractéristiques physiques, chimiques et biologiques de l’eau de surface non exposée du site de la mine peuvent varier dans le temps.

L’utilisation d’eau de surface non exposée comme source d’eau témoin et d’eau de dilution comporte toutefois les inconvénients suivants :

• les essais peuvent nécessiter des volumes relativement importants d’eau de surface non exposée, ce qui peut entraîner une augmentation des coûts de prélèvement, d’expédition et d’entreposage des échantillons d’eau du site;
• certains organismes de laboratoire doivent s’acclimater à l’eau de surface non exposée si cette eau présente des caractéristiques physicochimiques nettement différentes de celles de l’eau de laboratoire (voir la section 6.9.1);
• il faut obligatoirement passer l’eau dans un filtre de 60 µm pour éviter que les populations indigènes de micro-organismes ou de macro-organismes présents dans l’eau de surface ne compromettent la santé des organismes utilisés dans les essais de laboratoire.

En dépit de ses inconvénients sur les plans pratique et technique en tant qu’eau témoin ou eau de dilution, l’eau de surface non exposée peut fournir davantage de renseignements toxicologiques propres au site. Les avantages associés à son utilisation sont les suivants :

• elle reflète les caractéristiques physicochimiques du milieu récepteur;
• elle pourrait indiquer le potentiel d’effets non liés au rejet;
• les essais réalisés avec l’eau de surface non exposée reflètent probablement mieux l’influence des caractéristiques du milieu récepteur sur la puissance des toxiques que ceux effectués avec l’eau de laboratoire.

Au Canada, cette pratique est contraignante du point de vue logistique à cause des grands volumes d’eau devant être expédiés sur de longues distances. Toutefois, il a été montré récemment qu’il est possible de trouver un ou deux organismes d’essai susceptibles de détecter les changements de la qualité de l’effluent qui sont propres à un site donné, de sorte que des essais employant seulement une ou deux espèces pourraient être effectués pour certaines eaux réceptrices (Taylor et al., 2010). Par exemple, l’essai sur les algues Pseudokirchneriella demande de moins grands volumes d’eau, ce qui en fait l’essai idéal pour évaluer les effets des propriétés chimiques du milieu récepteur sur la toxicité de l’effluent (Taylor et al., 2010). Les mines devraient choisir le type d’eau convenant le mieux aux objectifs de leurs études.

Il convient de noter que l’utilisation de l’eau du site comme source d’eau de référence comporte un risque de réponses sublétales. Beak International Inc. (BEAK, 1998) attribue ce problème à la présence de micro-organismes indigènes infectant les organismes de laboratoire. L’équipe de BEAK est parvenue à réduire la mortalité provoquée par ces micro-organismes en faisant bouillir l’eau du site avant de l’utiliser pour les essais.

Dans le cadre d’une vaste analyse des études de toxicité, Sprague (1997) a comparé les résultats des essais de toxicité à l’impact sur les eaux réceptrices et a conclu qu’il y a en général une corrélation entre les effets mesurés dans les essais de toxicité sublétale et les effets environnementaux, particulièrement si de l’eau prélevée en amont du point de rejet de l’effluent est employée comme source d’eau témoin et d’eau de dilution.

Quand un essai de toxicité sublétale a pour objet d’estimer les effets propres au site des contaminants, l’emploi d’eau de surface non exposée prélevée à proximité de la mine comme source d’eau témoin et d’eau de dilution est recommandé par Environnement Canada, l’U.S. EPA et l’American Society for Testing and Materials (ASTM) dans leurs publications sur les méthodes recommandées et les guides connexes (Environnement Canada, 1992a, 1992b, 1998, 2007a, 2007c; U.S. EPA, 1994a; ASTM, 1998).

Légende – APHA : American Public Health Association. ISN : Institut suédois de normalisation.

Si l’emploi d’eau de dilution de surface non exposée pour prédire les effets propres au site est couramment accepté, c’est parce que l’interaction des contaminants avec les caractéristiques de la qualité de l’eau est connue. Par exemple, il est établi que les caractéristiques physicochimiques de l’eau comme le pH, l’alcalinité et la dureté influent sur la toxicité des métaux (l’action de ces facteurs a été examinée par Wang, 1997 et Sprague, 1995). Toutefois, des études comparant les résultats d’essais de toxicité sur des effluents et des eaux de surface exposées à des effluents de quatre mines différentes ont révélé que l’utilisation d’eau de surface non exposée ou d’eau de laboratoire comme source d’eau de dilution fournit des estimations comparables de la toxicité, en particulier si la dureté, l’alcalinité et le pH de l’eau de laboratoire ont été ajustés en fonction des mêmes paramètres de l’eau du site (BEAK, 1998, 1999). Par conséquent, l’utilisation d’eau de dilution prélevée sur le site n’est pas toujours nécessaire, puisqu’il est possible de préparer les eaux de laboratoire de manière à ce qu’elles reflètent certaines caractéristiques de l’eau du site comme la dureté, le pH et l’alcalinité.

La présence de teneurs naturellement élevées en carbone organique est une caractéristique importante de certaines eaux de sites miniers; le carbone organique est connu pour atténuer les effets de la toxicité des métaux en réduisant leur biodisponibilité. Des concentrations de carbone organique dissous (COD) pouvant atteindre 58 mg/L ont été observées dans certains lacs de l’Ontario (Neary et al., 1990, cité par Welsh et al., 1993). La présence de telles concentrations peut influer sur l’expression de la toxicité des métaux dans les matrices d’effluent ou d’eau de surface exposée à l’effluent. Toutefois, aucune différence significative dans la réaction des organismes n’a été observée dans le cadre d’essais parallèles de toxicité d’un effluent minier réalisés avec de l’eau du site présentant une concentration modérément élevée de carbone organique (concentration de carbone organique total de 9,4 mg/L) et de l’eau de laboratoire dont la dureté avait été préalablement ajustée (BEAK, 1999). Il convient de noter que la présence d’une forte teneur en carbone organique n’entraîne pas nécessairement une réduction de la biodisponibilité des métaux. Dans les eaux très dures, le calcium et le magnésium peuvent être présents en concentrations suffisamment élevées pour se lier à l’acide humique (qui forme la majeure partie du carbone organique). Les sites de liaison avec l’acide humique seraient donc limités, et la liaison des ions métalliques libres serait compromise. En pareilles circonstances, la toxicité sublétale de l’effluent ne serait pas réduite par la forte teneur en COD des eaux réceptrices (Winner, 1985). De plus, le type de matières organiques influe aussi sur la biodisponibilité des métaux (p. ex., les matières organiques plutôt allochtones diminuent davantage la toxicité du Cu que les matières organiques naturelles se rapprochant des substances autochtones; Schwartz et al., 2004), ce qui complique l’interprétation du rôle du COD dans la réduction de la toxicité des métaux pour le biote aquatique.

Comparaison de la toxicité de l’effluent ou de l’eau de surface exposée à l’effluent avec celle d’une eau contaminée prélevée en amont

Si l’eau d’amont est contaminée par des sources diffuses ou ponctuelles de pollution qui sont sans rapport avec l’exploitation de la mine, cette dernière peut décider d’utiliser cette eau comme source d’eau de dilution dans le cadre des essais de toxicité de manière à pouvoir comparer adéquatement les réactions des organismes étudiés, mais seulement si cette eau ne compromet pas la santé des organismes. Dans le cas où elle nuirait à la santé des organismes, on peut évaluer cette eau séparément au moyen d’une série de dilutions afin d’en quantifier les effets, en utilisant comme eau témoin et eau de dilution de l’eau non contaminée provenant d’un site de référence ou de l’eau de laboratoire.

6.9 Prélèvement, expédition et entreposage des échantillons destinés aux essais de toxicité sublétale

Les procédures de prélèvement, d’expédition et d’entreposage de l’eau de dilution recueillie sur le site sont énoncées dans chacune des méthodes d’essai d’Environnement Canada et de l’Environmental Protection Agency des États-Unis (Environnement Canada, 1992a, 1992b, 1998, 2007a, 2007b, 2007c; U.S. EPA, 1994a, 1994b). Le tableau 6-4 présente des estimations des volumes d’eau du site requis pour la réalisation d’une série d’essais dans le cadre des ESEE, de même que des estimations des volumes d’effluents ou d’eau de surface exposée à des effluents. Comme le recommande l’U.S. EPA (1994a), les échantillons d’eau de dilution prélevés sur le site doivent être représentatifs du plan d’eau et ne pas avoir été perturbés par un ruissellement récent ou une érosion récente qui pourraient faire augmenter la concentration des matières totales en suspension dans l’eau.

Remarque – Tous les volumes sont calculés en fonction d’un groupe témoin et de sept concentrations d’essai, sauf pour l’essai sur les embryons de Truites arc-en-ciel, pour lesquels les volumes sont calculés selon un groupe témoin et cinq concentrations d’essai. Pour le Méné à grosse tête, on suppose un volume d’essai de 500 ml et trois réplicats (échantillons répétés), et pour Lemna minor, un volume d’essai de 150 ml et quatre réplicats.
* Les volumes d’effluent estimés pour les essais de toxicité sublétale en milieu marin ou estuarien sont présentés dans le tableau 6-2.

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6.9.1 Acclimatement des organismes d’essai

Il est recommandé d’acclimater les organismes de culture avant de les exposer à l’eau du site. Comme l’utilisation de l’eau du site comme source d’eau témoin et d’eau de dilution vise à prédire plus précisément l’effet de l’effluent dans les eaux réceptrices, c’est en utilisant des organismes adaptés aux conditions physicochimiques du milieu récepteur que les prédictions les plus fiables sont obtenues. Par exemple, Lloyd (1965) a découvert que les poissons élevés en eau dure doivent perdre du calcium pour devenir aussi sensibles aux métaux que les poissons élevés dans des eaux plus douces. Par conséquent, si l’eau du site destinée à servir d’eau de dilution est plus douce que l’eau du laboratoire, l’acclimatement des poissons aux conditions du site leur permet de perdre les quantités de calcium voulues avant le début des essais. Inversement, si l’eau prélevée sur le site est plus dure que l’eau du laboratoire, l’acclimatement leur permettra d’accumuler du calcium avant le début des essais.

Les méthodes d’Environnement Canada préconisant l’utilisation de Ceriodaphnia dubia et du Méné à grosse tête recommandent de maintenir les cultures dans de l’eau dont la dureté, l’alcalinité et le pH sont comparables (à 20 % près) à ceux de l’eau du site utilisée comme eau de dilution (Environnement Canada, 1992a, 2007a). Étant donné que de nombreuses mines canadiennes sont situées sur les rives de cours d’eau ou de lacs dont la dureté est faible, il est probable qu’il faudra acclimater les organismes de culture en vue des essais. Dans une étude entreprise en 1997 dans le cadre du Programme d’évaluation des techniques de mesure d’impacts en milieu aquatique (ETIMA), BEAK a mis au point une procédure de pré-acclimatement applicable au Méné à grosse têteet à Ceriodaphnia dubia (BEAK, 1998, 1999). Des améliorations ont subséquemment été apportées à cette procédure au cours de l’étude réalisée en 1999. Selon la dureté, l’alcalinité et le pH prévus de l’eau du site, les cultures sont graduellement exposées à de l’eau de laboratoire dont la dureté a été réduite sur une période de plusieurs jours jusqu’à l’obtention du seuil recherché. Cette procédure est une adaptation de la méthode employée en 1996 par B.A.R. Environmental Inc. (BAR) pendant le programme ETIMA, alors que les cultures avaient été graduellement acclimatées à de l’eau de laboratoire à dureté ajustée et à de l’eau du site, chaque fois que les essais préalables avaient révélé des effets négatifs chez les organismes de laboratoire non acclimatés (BAR, 1997).

Aux fins du pré-acclimatement des cultures, il est possible de préparer de l’eau de laboratoire à dureté réduite en diluant l’eau de laboratoire normalisée avec de l’eau désionisée. À l’inverse, la dureté de l’eau peut être augmentée en ajoutant dans les proportions appropriées les sels utilisés pour la préparation de l’eau reconstituée (tableau 6-5). Lorsqu’on ajuste la dureté de l’eau, il est important de maintenir un degré d’alcalinité correspondant à la dureté, car l’alcalinité affecte la spéciation des métaux (U.S. EPA, 2002; Laurén et McDonald, 1986). Les relations entre la dureté et l’alcalinité sont exposées au tableau 6-5, et des valeurs additionnelles peuvent être interpolées (U.S. EPA, 1994b) à partir de ces résultats.

Ci-dessous se trouve une description détaillée des modalités pour le pré-acclimatement de Ceriodaphnia dubia et du Méné à grosse tête. Quand la dureté est modifiée, il faut supposer un changement correspondant de l’alcalinité et du pH. Les méthodes d’acclimatement pour l’essai sur la Truite arc-en-ciel ne sont pas présentées, puisque les œufs sont directement acheminés de l’écloserie et sont utilisés dans les 24 heures qui suivent (Environnement Canada, 1998). De même, les cultures de Pseudokirchneriellaet de Lemna sont maintenues dans des milieux normalisés qui diffèrent des milieux d’essais courants, bien que les cultures de Lemna puissent être soumises à un certain acclimatement, les plantes étant transférées dans le milieu d’essai 18 à 24 heures avant le début des essais (Environnement Canada, 2007c).

Source : U.S. EPA(1994a).
1 Produits chimiques de qualité « réactif » ajoutés à l’eau désionisée.
2 Chlorure de potassium.
3 Équilibre approximatif du pH après 24 heures d’aération.
4 Exprimée en milligrammes de CaCO₃ par litre.

Ceriodaphnia dubia

Les cultures de Ceriodaphnia sont préparées et maintenues conformément à la méthode normalisée d’Environnement Canada. Pour le pré-acclimatement des cultures à la dureté de l’eau de dilution prélevée sur le site, il faut exposer une couvée de larves néonates âgées de moins de 24 heures à de l’eau dont la dureté a été réduite de 20 % par rapport à celle de l’eau de laboratoire en y ajoutant de l’eau désionisée. Chaque jour, les organismes sont transférés dans de nouvelles solutions dont la dureté est chaque fois de nouveau réduite de 20 ou de 30 %. Lorsque le seuil de dureté recherché est atteint (en une semaine environ) et que les organismes de culture satisfont aux critères de santé énoncés dans la méthode d’Environnement Canada (production d’au moins trois couvées, production totale d’au moins 15 larves néonates par adulte et mortalité inférieure à 20 % parmi les adultes), une nouvelle ponte est induite. Les cultures de la deuxième génération sont maintenues dans de l’eau à dureté ajustée jusqu’à ce que les organismes répondent aux critères de santé (environ une semaine). Si la dureté est trop faible, il faut ajouter du sélénium et de la vitamine B₁₂ à l’eau de culture à dureté ajustée, comme le recommande la méthode normalisée.

Méné à grosse tête

Dans le cadre des études réalisées en 1996 et 1997 pour le Programme ETIMA, BAR et BEAK ont procédé à l’acclimatement et au pré-acclimatement du Méné à grosse tête dans des bassins d’élevage, en ajustant graduellement la dureté et l’alcalinité de l’eau jusqu’à l’obtention de valeurs comparables à celles de l’eau du site (eau de laboratoire à dureté ajustée) (BAR, 1997; BEAK, 1998). Les œufs ont été prélevés et maintenus dans l’eau de laboratoire à dureté ajustée jusqu’à l’éclosion. Des travaux préliminaires réalisés par BEAK au début de 1999 ont toutefois montré que les œufs pouvaient éclore dans l’eau de laboratoire à dureté ajustée sans avoir subi de pré-acclimatement dans les bassins d’élevage. L’omission de l’étape du pré-acclimatement dans les bassins d’élevage permet de réduire le volume d’eau de laboratoire à dureté ajustée requise pour le pré-acclimatement tout en maintenant un stock d’œufs capables d’éclore dans un certain nombre de types d’eau différents. L’éclosion des œufs est induite conformément à la méthode normalisée d’Environnement Canada, avec renouvellement de l’eau toutes les 24 heures.

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6.9.2 Essais préliminaires

Une fois qu’ils ont été pré-acclimatés aux conditions physicochimiques de l’eau du site, les organismes peuvent être exposés à l’eau du site dans le cadre d’essais préliminaires. Si ces organismes satisfont aux critères d’acceptabilité pour le contrôle de la méthode d’essai, l’eau du site peut être considérée comme acceptable comme eau de dilution si elle répond aux critères de validité pour le contrôle de la méthode d’essai. Dans le cadre d’un essai préliminaire, une comparaison des réactions dans l’eau du site avec les réactions dans l’eau de laboratoire peut révéler une réduction statistiquement significative de la reproduction et(ou) de la survie, même si le groupe exposé à l’eau du site satisfait aux critères d’acceptabilité pour le contrôle de l’essai. Tant que l’eau du site respecte les critères de validité pour le contrôle de la méthode d’essai, elle peut être considérée comme acceptable aux fins des essais. Pour en savoir plus, veuillez consulter les méthodes d’essai d’Environnement Canada.

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6.9.2.1 Anomalies décelées durant les essais préliminaires

S’il est permis aux organismes de s’acclimater graduellement aux caractéristiques physicochimiques de l’eau du site en les exposant à de l’eau de laboratoire à dureté ajustée, les anomalies décelées pendant les essais préliminaires ne devraient pas être dues au choc engendré par l’exposition à des caractéristiques différentes de la qualité de l’eau comme la dureté, l’alcalinité ou le pH, mais plutôt à la présence d’agents biologiques nuisibles ou de substances toxiques.

Il y a lieu de s’interroger chaque fois qu’une exposition à de l’eau du site pure (100 %) provoque une mortalité importante parmi un ou plusieurs réplicats. Des organismes microbiologiques présents dans l’eau du site peuvent compromettre la santé des organismes d’essai, et des données anecdotiques provenant de plusieurs laboratoires d’écotoxicologie indiquent que les anomalies dues à la présence de micro-organismes indigènes apparaissent généralement après quelques jours d’exposition. Ce problème a notamment été observé lors d’essais sur le Méné à grosse tête réalisés par BEAK, et était caractérisé par l’observation d’une mortalité importante et soudaine frappant souvent uniquement un ou deux réplicats du groupe témoin exposé à l’eau du site. À l’occasion, des signes de prolifération fongique ou bactérienne peuvent se manifester dans les flacons utilisés pour les essais. Si une telle contamination est décelée durant les essais préliminaires, il est peu probable que l’acclimatement des organismes réussira à remédier à cette anomalie. Par conséquent, il convient de traiter l’eau du site selon une méthode appropriée (ébullition, traitement à l’ultraviolet – voir ci-dessous) afin d’éliminer la source de l’anomalie ou d’utiliser comme substitut de l’eau de laboratoire à dureté ajustée.

Des essais limités en laboratoire ont montré qu’il est possible d’éliminer ce genre d’anomalie en faisant bouillir l’eau du site doucement pendant 10 minutes et en la laissant refroidir avant d’entreprendre les essais. D’autres traitements ont été proposés dans les publications, comme l’irradiation à l’ultraviolet et la filtration de l’eau à l’aide d’une membrane à pores de 0,45 µm (Grothe et Johnson, 1996; Kszos et al., 1997). Si l’eau du site est prélevée entre la fin du printemps et le début de l’automne, on peut s’attendre à une certaine contamination biologique (à moins que des expériences effectuées avec de l’eau du site n’aient démontré le contraire), et il convient alors de prendre les précautions qui s’imposent, telle l’ébullition.

Si l’anomalie est due à une contamination chimique, il faut remettre en question l’acceptabilité de l’eau du site comme source d’eau de dilution et d’eau témoin, même si les cultures peuvent être acclimatées à des concentrations naturellement élevées de métaux dans l’eau du site (voir la section 6.9.1). Si les cultures sont exposées à de plus fortes concentrations de contaminants, un post-acclimatement peut réduire ou accroître la sensibilité des organismes de laboratoire selon les caractéristiques du contaminant, de l’organisme utilisé aux fins des essais et de l’eau, et l’utilité de la procédure de post-acclimatement doit être remise en question. Si l’anomalie est détectée durant un essai préliminaire, il est recommandé de faire bouillir l’eau ou d’utiliser de l’eau de laboratoire à dureté ajustée à la place de l’eau de dilution. Si l’on soupçonne que l’eau du site est contaminée, on peut prévoir dans le cadre des essais préliminaires une exposition à de l’eau du site bouillie afin de déterminer si le traitement par ébullition a permis de corriger le problème.

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6.9.3 Essais de toxicité de l’effluent ou de l’eau de surface exposée à l’effluent

Le tableau 6-3 résume les recommandations concernant le prélèvement, l’entreposage et l’utilisation des eaux de dilution prélevées sur le site aux fins des essais de toxicité sublétale.

Lorsque l’eau du site a été jugée acceptable aux fins des essais, les essais de toxicité peuvent être entrepris conformément à la méthode appropriée d’Environnement Canada. En plus de l’eau témoin du site, il faut inclure une eau témoin additionnelle de la culture de laboratoire afin de vérifier l’état de santé de la culture et la qualité de l’eau du site. Il n’est pas nécessaire d’ajouter un témoin additionnel lorsque l’eau de dilution utilisée comme témoin est la même que l’eau de culture. Pour les essais sur Lemna minor et Pseudokirchneriella subcapitata, le témoin de laboratoire doit être le milieu de croissance normalisé pour l’essai prescrit par la méthode normalisée.

Si l’eau du site est jugée inacceptable pour être utilisée comme eau témoin et eau de dilution, il est possible de recourir à un traitement comme l’ébullition pour tenter de résoudre le problème. Si ce traitement se révèle efficace, l’eau de dilution provenant du site, une fois traitée, devrait être utilisée pour les essais. Par contre, dans les essais comme ceux réalisés sur la Truite arc-en-ciel, l’ébullition de grands volumes d’eau peut se révéler peu pratique et, dans ce cas, le fait d’utiliser de l’eau de laboratoire à dureté ajustée pourrait être une meilleure solution. Si aucun traitement pratique ne permet d’éliminer les effets néfastes de l’eau de dilution provenant du site sur les organismes d’essai, il faudrait utiliser de l’eau à dureté ajustée comme eau de dilution avec des organismes pré-acclimatés. Il importe de veiller à ce que le pH de l’eau à dureté ajustée et celui de l’eau de dilution prélevée sur le site soient les plus semblables possible.

6.10 Utilisation des essais de toxicité sublétale pour résoudre les problèmes posés par les facteurs de confusion

Les données de toxicologie sublétale peuvent également aider à résoudre les problèmes posés par les facteurs de confusion. Un groupe composé de divers intervenants en toxicologie des mines de métaux a examiné plus à fond ce troisième usage des données de toxicité sublétale.

Estimation de la contribution relative des rejets d’effluents et d’autres influences naturelles et(ou) anthropiques sur la toxicité sublétale dans le même plan d’eau récepteur

Au cours de n’importe quelle phase du Programme d’ESEE, les données sur les essais de toxicité sublétale peuvent être utiles pour rectifier une situation où des facteurs de confusion sont en cause. Parfois, les caractéristiques d’un site ne permettent pas de déterminer complètement les effets des effluents de la mine, et ce, même après l’adaptation du plan d’étude. Les renseignements obtenus lors d’essais de toxicité sublétale peuvent alors aider à interpréter les résultats obtenus sur le terrain. La décision à savoir s’il convient d’utiliser à cette fin les essais de toxicité sublétale revient à l’exploitant de la mine et dépend de la nature des facteurs de confusion. Dans les faits, la présence de multiples sources ponctuelles de rejet et(ou) d’un apport diffus constituent les scénarios pour lesquels les essais de toxicité sublétale s’avèrent les plus pertinents. Les essais de toxicité sublétale et la fréquence de suivi doivent être déterminés selon la nature des facteurs de confusion propres au site.

Les estimations de la toxicité sublétale peuvent aider à comprendre la contribution relative des divers rejets industriels ou municipaux aux effets décelés chez les organismes aquatiques vivant dans les eaux réceptrices, que les rejets proviennent d’une source ponctuelle ou diffuse située en amont (p. ex., lixiviat d’une décharge municipale, ruissellement agricole) ou de la propriété même de la mine. Il est possible d’estimer la contribution d’une source située en amont d’un effet observé dans l’environnement en se fondant sur les données de toxicité sublétale de l’eau de surface, le débit du rejet et la façon dont la dispersion s’effectue dans le milieu récepteur. Si les profils de diffusion de différents points de rejet d’une mine se chevauchent, il faudra redoubler d’efforts pour distinguer les effets toxiques des sources de rejet de la mine de ceux des sources situées en amont. Dans ce cas, il sera possible d’analyser des échantillons d’eau de surface prélevés à des points stratégiques des zones fortement exposées à l’effluent en vue d’estimer la contribution combinée des sources aux effets toxiques observés.

La démarche en trois étapes qui suit vise à estimer la contribution relative de différentes sources de toxicité sublétale dans la zone fortement exposée à l’effluent du milieu récepteur :

• Soumettre à une série d’essais de toxicité sublétale des échantillons provenant de toutes les sources de rejet importantes situées sur le terrain de la mine. Utiliser comme source d’eau de dilution et d’eau témoin de l’eau de laboratoire normalisée ou de l’eau du site non exposée à l’effluent. Cette façon de faire permet d’estimer la toxicité sublétale absolue de chaque source de rejet de la mine. Répéter l’échantillonnage et les essais pour chaque source de rejet dont la toxicité est considérée comme variable afin d’obtenir une estimation du degré de variabilité.
  
• Soumettre à une série d’essais parallèles de toxicité sublétale des échantillons provenant de chaque source de rejet dans un cours d’eau, en utilisant comme source d’eau de dilution et d’eau témoin de l’eau prélevée immédiatement en amont du point de rejet. Pour les lacs ou les estuaires, effectuer la série d’essais parallèles en utilisant comme source d’eau de dilution et d’eau témoin de l’eau prélevée à l’extérieur de la zone immédiatement touchée par les rejets. Aux fins de l’assurance de la qualité, il faut effectuer des essais témoins séparés et simultanés à l’aide d’eau normalisée non contaminée. Il convient de noter que les sources d’eau témoin et d’eau de dilution situées en amont de la mine peuvent déjà être contaminées par d’autres effluents ou sources de substances toxiques. Par conséquent, l’eau de dilution prélevée en amont pourrait contribuer aux effets significatifs observés sur la croissance ou la reproduction, dans les concentrations des effluents à l’étude ou même dans les récipients témoins. En pareils cas, les résultats des essais demeurent valides, puisque l’objet de la recherche consiste à évaluer les contributions relatives des rejets à la toxicité totale des eaux réceptrices.
  
• Il est recommandé de confirmer la contribution relative des divers rejets en soumettant des échantillons d’eau de surface provenant du plan d’eau récepteur à des essais de toxicité sublétale (mesure des concentrations ambiantes). Cette façon de faire peut aider à :
  1. confirmer si un effluent présente une toxicité mesurable une fois mélangé aux eaux réceptrices;
  2. estimer la persistance de la toxicité provenant de toutes les sources dans les eaux réceptrices;
  3. mesurer la toxicité combinée résultant du mélange de toutes les sources ponctuelles et diffuses afin d’obtenir une estimation de l’effet global sur le milieu récepteur.

Les essais portant sur les échantillons d’eau de surface recevant des rejets ou des substances toxiques de sources multiples doivent être réalisés de façon synoptique, de préférence pendant les périodes d’étiage ou les périodes correspondant au pire scénario. L’échantillonnage devrait être mené à bien aussi rapidement que possible (p. ex., sur un ou deux jours). Il convient également de prévoir des rondes répétées d’échantillonnage et d’essais si la toxicité des rejets est variable. Les recommandations précédentes sur la façon de réaliser les évaluations de la toxicité pour estimer la contribution de sources multiples de rejets aux effets décelés dans le cours d’eau sont fondées sur les résultats des recherches réalisées dans huit sites dans le cadre du Complex Effluent Toxicity Testing Program de l’U.S. EPA. Des rapports détaillés de ces études ont été préparés par Mount et Norberg-King (1985, 1986), Mount et al. (1984, 1985, 1986a, 1986b, 1986c) et Norberg-King et Mount (1986). Les résultats de ce programme, comprenant des critiques indépendantes et des analyses complémentaires, ont été examinés par Sprague (1997) dans le cadre d’un projet entrepris pour le Programme d’évaluation des techniques de mesure d’impacts en milieu aquatique (ETIMA). Selon Sprague, les résultats des études entreprises dans le cadre de ce programme de l’U.S. EPA sont valides et devraient être pris en compte par les mines de métaux canadiennes lorsqu’elles conçoivent des programmes de suivi des milieux aquatiques pour leur mine.

Les mines peuvent décider de mener des recherches supplémentaires lorsque les espèces les plus sensibles exposées à l’effluent ont présenté une CI₂₅ inférieure à 30 %. Les démarches supplémentaires mentionnées ci-après sont recommandées à cette fin. Les espèces qui présentent les réactions les plus marquées aux essais peuvent être utilisées, tout au moins, pour estimer la portée géographique de la réponse potentielle. Par ailleurs, les résultats des essais de toxicité peuvent amener une mine à utiliser d’autres outils recommandés pour le suivi en laboratoire ou sur le terrain.

Pour éliminer les facteurs de confusion, il est recommandé d’avoir recours à une approche par étape, en commençant par réaliser les essais recommandés ci-dessous :

1. répétition de l’essai de toxicité sublétale qui a fourni la CI₂₅ la plus sensible en utilisant comme source d’eau témoin et d’eau de dilution de l’eau prélevée en amont de l’effluent ou dans un site de référence;
2. évaluation de la toxicité des eaux réceptrices en utilisant des échantillons prélevés dans la zone où l’on prévoit observer une réaction sublétale.

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6.11 Références

ASTM – American Society for Testing and Materials. 1998. Standard Guide for Conducting Acute Toxicity Tests on Aqueous Ambient Samples and Effluents with Fishes, Macroinvertebrates, and Amphibians. Conshohochen (PA). Publication annuelle des normes de l’ASTM, section 11 : Water and Environment Technology. ASTM E1192-97.

BAR – B.A.R. Environmental Inc. 1997. Toxicity Assessment of Mining Effluents using Upstream or Reference Site Waters and Test Organism Acclimation Techniques. Programme d’évaluation des techniques de mesure d’impacts en milieu aquatique, projet de l’ETIMA 4.1.2a.

BEAK – Beak International Incorporated. 1998. Additional Tool Evaluations. Programme d’évaluation des techniques de mesure d’impacts en milieu aquatique. Beak Reference 20776.1.

BEAK – Beak International Incorporated. 1999. Final Report: Effects of Dilution Water on the Results of Sublethal Toxicity Tests. Rapport présenté à Ressources naturelles Canada. Beak Reference 33940.

Chapman, P.M. 2000. « Whole effluent toxicity testing – Usefulness, level of protection, and risk assessment », Environmental Toxicology and Chemistry, 19 (1) : 3-14.

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Environnement Canada. 1992b. Méthode d’essai biologique : essai sur la fécondation chez les échinides (oursins verts et oursins plats). Ottawa (Ontario), Centre de technologie environnementale. Rapport SPE 1/RM/27, décembre 1992, modifié en novembre 1997.

Environnement Canada. 1998. Méthode d’essai biologique : essais toxicologiques sur des salmonidés (truite arc-en-ciel) aux premiers stades de leur cycle biologique. Ottawa (Ontario), Centre de technologie environnementale. Rapport SPE 1/RM/28, 2e édition, juillet.

Environnement Canada. 1999. Procédure recommandée pour l’importation d’organismes destinés à des essais de toxicité sublétale. Ottawa (Ontario), Centre de technologie environnementale.

Environnement Canada. 2001. Procédure révisée pour l’ajustement de la salinité d’échantillons d’effluents soumis à un essai de toxicité sublétale en milieu marin conduit dans le cadre des programmes d’étude de suivi des effets sur l’environnement (ESEE). Ottawa (Ontario), Centre de technologie environnementale, Section de l’élaboration des méthodes et des applications.

Environnement Canada. 2007a. Méthode d’essai biologique : Essai de reproduction et de survie du cladocère Ceriodaphnia dubia. Ottawa (Ontario), Centre des sciences et technologies environnementales. Rapport SPE 1/RM/21, 2e édition, février.

Environnement Canada. 2007b. Méthode d’essai biologique : essai d’inhibition de la croissance d’une algue d’eau douce. Ottawa (Ontario), Centre des sciences et technologies environnementales. Rapport SPE 1/RM/25, 2e édition, mars 2007.

Environnement Canada. 2007c. Méthode d’essai biologique : Essai de mesure de l’inhibition de la croissance de la plante macroscopique dulcicole Lemna minor. Ottawa (Ontario), Centre de technologie environnementale. Rapport SPE 1/RM/37, 2e édition, janvier 2007.

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Tableaux

Le tableau 6-1 présente les méthodes prescrites pour les essais de toxicité sublétale des effluents. La description des essais, qui comprennent les essais sur des poissons aux premiers stades de leur cycle biologique, les essais sur la reproduction des invertébrés et les essais de toxicité sur des plantes et des algues, est reliée au milieu récepteur, aux espèces utilisées pour les essais et aux méthodes.

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Le tableau 6-2 décrit les essais de toxicité sublétale en eau douce et en eau salée dans le cadre du Programme d’ESSE pour les mines de métaux. L’objectif, les résultats, la description, la méthode d’essai biologique et le coût correspondant sont décrits pour chaque essai.

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Le tableau 6-3 présente les spécifications des méthodes d’essai recommandées par Environnement Canada et les recommandations pour le prélèvement, l’entreposage et l’utilisation des eaux de dilution recueillies sur les sites. Les critères d’acceptabilité des eaux de dilution et des eaux des sites sont décrits, notamment pour deux exemples : le Méné à grosse tête et l’embryon de Truite arc-en-ciel.

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Le tableau 6-4 décrit les volumes d’eau de dilution/d’eau témoin et les volumes de l’effluent correspondant pour les essais de toxicité sublétale. Les essais et les séries d’essais sont énumérés et reliés aux volumes d’eau de dilution (en litres) et aux volumes d’effluent (en litres) correspondants.

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Le tableau 6-5 détaille la préparation des eaux en fonction de différents degrés de dureté et d’alcalinité. Les types d’eau comprennent l’eau très douce, l’eau douce, l’eau modérément dure, l’eau dure et l’eau très dure. Les réactifs ajoutés (en mg/L) et la qualité finale de l’eau sont indiqués pour chaque type d’eau.

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1 La CI₂₅ se définit comme la concentration de l’effluent à laquelle une inhibition de 25 % est observée chez les organismes d’essai exposés.

2 La moyenne géométrique correspond à la ne racine de la multiplication des n nombres entre eux. Aussi, la somme des logarithmes de n CI₂₅ (CE₂₅ ou CL₅₀) peut être divisée par n, et l’antilog du résultat est la moyenne géométrique.