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Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux : protection de la vie aquatique - Aluminium (Retiré)

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Comment citer ce document :

Conseil canadien des ministres de l'environnement. 2003. Recommandations canadiennes pour la qualité des eaux : protection de la vie aquatique - aluminium. Dans Recommandations canadiennes pour la qualité de l'environnement, 1999, Conseil canadien des ministres de l'environnement, Winnipeg.

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© Conseil canadien des ministres de l'environnement 1999
Extrait de la publication no 1299; ISBN 1-896997-34-1

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Aluminium

L'aluminium (Al; no CAS : 7429-90-5; masse moléculaire : 26,98) est un métal flexible d'un blanc argenté que l'on retrouve généralement sous la forme de Al3+ dans ses composés (OMS, 1997). Ce métal est le plus abondant de la croûte terrestre et le troisième élément le plus courant (Sparling et Lowe, 1996). L'aluminium est très léger (masse volumique de 2,70 g cm-3) et peut être martelé, coulé, étiré, usiné et moulé de sorte qu'il est facile de lui donner diverses formes (Frank et al., 1985, cité dans OMS, 1997). On le retrouve dans divers minéraux où il est généralement combiné à des éléments comme le silicium, l'oxygène et le fluor ou avec des phosphates et des hydroxydes, pour n'en nommer que quelques-uns (Lide, 1991, cité dans OMS, 1997; Frank et al., 1985; Hudson et al., 1985).

Le Canada, dont la production annuelle d'aluminium excède deux millions de tonnes, se classe au troisième rang des producteurs mondiaux de ce métal. Si l'on fait exception de l'aluminerie de l'Alcan située à Kitimat, en Colombie-Britannique, les principaux producteurs d'aluminium primaire au Canada sont concentrés au Québec où l'on retrouve l'Alcan Aluminium Limitée, la Société canadienne de métaux Reynolds Ltée, l'Aluminerie de Bécancour Inc. (A.B.I), l'Aluminerie Lauralco Inc. et l'Aluminerie Alouette Inc. (A.A.I) (Association de l'aluminium du Canada, 1993). La société Alcan possède et exploite actuellement 13 alumineries dont la capacité nominale annuelle est de 1 589 kilotonnes dont 1 118 kilotonnes sont réparties entre ses sept alumineries canadiennes (Alcan Aluminium Ltée, 1998). La Société canadienne de métaux Reynolds Ltée, l'A.B.I, l'Aluminerie Lauralco Inc. et l'A.A.I ont des capacités de production annuelle d'aluminium primaire de, respectivement, 400, 360, 215 et 215 kilotonnes (Association de l'aluminium du Canada, 1993).

L'aluminium est un métal qui présente de nombreuses caractéristiques souhaitables pour la fabrication de produits de consommation (Lide, 1991, cité dans OMS, 1997; Sax et Lewis, 1987). Il est largement utilisé pour la fabrication de contenants destinés à l'industrie des aliments et des boissons. Ce métal possède une conductivité électrique élevée, résiste à la corrosion, est léger et peut être recyclé (Association de l'aluminium du Canada, 1998a,b; OMS, 1997). L'aluminium est utilisé comme matériau de conception pour les édifices et d'autres constructions; pour l'obtention de tiges, de câbles et de fils dans l'industrie de l'électricité; pour la production d'alliages et pour la fabrication de composantes destinées à l'industrie des transports (p. ex., automobiles et avions). On compte, comme autres produits de l'aluminium, des bijoux, des panneaux de signalisation, des ustensiles de cuisine, des feuilles pour emballage domestique et commercial, des décorations et du matériel chimique anticorrosion (Association de l'aluminium du Canada, 1993; ATSDR, 1992, cité dans OMS, 1997). Plusieurs sels d'aluminium ont été jugés préoccupants pour l'environnement canadien (Germain et al., 1999). On compte, parmi ceuxci, le chlorure, le sulfate et le nitrate d'aluminium. Le chlorure d'aluminium est utilisé, sous sa forme anhydre, pour la fabrication de caoutchoucs et de lubrifiants. Sous sa forme hydratée, il sert à la préservation du bois, à la fabrication de cosmétiques et de désodorisants ou comme désinfectants dans les abattoirs. Le sulfate d'aluminium (alun) est utilisé dans de nombreuses usines d'épuration des eaux du Canada comme coagulant pour l'élimination de matières nutritives (phosphore) présentes dans l'eau, afin de prévenir ou de réduire l'eutrophisation (Germain et al., 1999; Santé Canada, 1994; Lamb et Bailey, 1981). Les polymères d'aluminium (de sulfate et de chlorure d'aluminium) peuvent aussi être utilisés pour le traitement des eaux. Le sulfate d'aluminium sert aussi de mordant pour la teinture, dans les industries du cuir et du papier, pour l'ignifugation et l'imperméabilisation des textiles, pour la fabrication d'antisudorifiques et de pesticides, etc. Le nitrate d'aluminium est utilisé dans les antisudorifiques, comme inhibiteur de corrosion, comme réactif chimique de même que dans l'industrie du tannage du cuir (Germain et al., 1999).

L'étude de la chimie de l'aluminium dans l'environnement a souffert de l'incapacité de différencier entre ses formes aqueuse et particulaire et entre les formes organique et inorganique (Driscoll et Postek, 1996; Driscoll et Schecher, 1990). La mesure de l'aluminium en milieu aqueux est faite à l'aide d'une grande variété de méthodes analytiques faisant appel à des périodes d'extraction et des procédures de digestion diverses. Cela complique la comparaison des valeurs obtenues d'études différentes à cause de l'incertitude liée à la diversité des méthodes de mesure et à la forme de l'aluminium signalée par les auteurs (p. ex., aluminium total, (Altot), aluminium inorganique monomère, (Alim), aluminium organique monomère, (Alom) et aluminium dissous, (Ald)). Aux fins des présentes recommandations, l'aluminium total englobe toutes les formes d'aluminium dissous ou non dissous dans l'eau et est souvent déterminé à partir d'échantillons non filtrés (Driscoll et Schecher, 1990). Le Altot est la forme la plus couramment signalée étant donné le faible coût et la facilité de l'analyse des échantillons (Germain et al., 1999). L'aluminium monomère se définit comme étant un unique ion d'aluminium (Al3+); cet ion se retrouve habituellement lié à d'autres composés, sous forme de ligands inorganiques ou organiques. L'aluminium dissous est généralement défini comme la fraction d'aluminium présente dans un échantillon filtré sur membrane de 0,45 μm (Germain et al., 1999). L'aluminium colloïdal, celui qui est lié à des ligands organiques solubles, et l'aluminium monomère sont les constituants de la fraction d'aluminium dissous.

Des méthodes d'analyse ont été élaborées pour la mesure de la concentration d'aluminium de nombreux échantillons prélevés dans l'environnement (Bloom et Erich, 1996). Un examen détaillé des méthodes courantes de mesure de l'aluminium dans l'eau est donné dans les « Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater » (APHA et al., 1995). Les plus courantes sont la spectrométrie d'émission atomique en four de graphite (limite de détection de 0,003 mg-L-1), la spectrométrie d'émission atomique couplée à un plasma induit (limite de détection de 0,04 mg-L-1) et diverses méthodes de spectrophotométrie UV-visible qui font appel à une réaction de l'aluminium avec un réactif particulier (p. ex., le catéchol).

Le devenir et le comportement de l'aluminium dans l'environnement sont très complexes. La spéciation et la solubilité de l'aluminium dépendent d'une large gamme de paramètres environnementaux, notamment le pH, la température, le carbone organique dissous (COD) et de nombreux ligands (p. ex., F-). La compréhension du devenir et du comportement de l'aluminium exige de connaître ses interactions avec le pH (Berntssen et al., 1997; DeLonay et al., 1993; Howells et al., 1990; MEO, 1988; Schindler 1988; Hutchinson et Sprague, 1987; Burton et Allen, 1986; Campbell et Stokes, 1985; Clark et Hall, 1985; Clark et LaZerte, 1985; Baker et Schofield, 1982) et le carbone organique dissous (Kullberg et al., 1993; Simonin et al., 1993; Peterson et al., 1989; Hutchinson et Sprague, 1987; Lacroix et Townsend, 1987; Parkhurst 1987).

Tant la solubilité que la spéciation de l'aluminium dépendent du pH (Driscoll et Postek, 1996; Howells et al., 1990; Spry et Wiener, 1991). L'aluminium est un métal à forte capacité d'hydrolyse relativement insoluble dans la gamme des pH neutres (6,0 - 8,0). La solubilité de l'aluminium est accrue en présence de ligands complexants en milieu acide ou alcalin (pH <6 ou >8), Aux faibles pH, l'aluminium dissous est présent sous forme aqueuse (Al3+). À mesure que le pH s'accroît, il y a hydrolyse qui donne lieu à l'apparition de complexes d'hydroxyde moins solubles (p. ex., Al(OH)2+, Al(OH)2+). La solubilité de l'aluminium est la moins élevée aux environs de pH 6,5 à 20°C, après quoi elle s'accroît à mesure que l'anion, Al(OH)4-, commence à se former aux pH plus élevés (Witters et al., 1996; Driscoll et Schecher, 1990; Howells et al., 1990). La température ambiante influe aussi sur la spéciation de l'aluminium et, par conséquent, sur sa solubilité dans l'environnement (Lydersen et al., 1990). Les espèces devraient demeurer sous leur forme la plus toxique (Alim) à un pH plus élevé si la température est faible (2°C), comparativement à la température plus élevée de 20°C (Howells et al., 1990; Lydersen et al., 1990). Par conséquent, à 2°C et à une valeur de pH <5,7, l'aluminium se retrouve surtout sous forme de Al+3 et de Al(OH)+2. Dans la gamme de pH de 5,7 à 6,7, ce sont les hydroxydes qui dominent, notamment le Al(OH)+2 et le Al(OH)2+. Dans cette gamme, la solubilité de l'aluminium est faible et sa disponibilité pour le biote aquatique devrait l'être aussi. Aux pH supérieurs à 6,7, c'est le Al(OH)4- qui devient l'espèce dominante (Howells et al., 1990). Ce changement dans la spéciation dû à la température peut avoir une incidence sur la toxicité de l'aluminium pour les organismes aquatiques (Howells et al., 1990).

Le carbone organique dissous (COD) est défini comme la fraction organique chimiquement réactive du carbone organique dissous dans l'eau non retenue par un filtre en fibre de verre de 0,45 μm (Rand et al., 1995). Le carbone organique dissous apparaît dans l'écosystème terrestre sous la forme de sous-produits de biodégradation et d'agents chimiques du cycle des matières nutritives et de l'altération naturelle (Kullberg et al., 1993). Le COD des eaux naturelles regroupe divers composés organiques dont la majorité (~50-75 %) sont des acides humiques (Kullberg et al., 1993). Les substances humiques sont présentes partout dans les eaux douces où leurs concentrations peuvent varier de façon importante (Hutchinson et Sprague, 1987). Les gammes des concentrations du COD sont de 1 à 4 mg-L-1 dans les lacs oligotrophes et mésotrophes, de 2 à 10 mg-L-1 dans les cours d'eau importants, de 3 à 34 mg-L-1 dans les lacs eutrophes et de 20 à 50 mg-L-1 dans les lacs dystrophes (Rand et al., 1995). On trouve, dans la base de données de l'Ontario sur la sensibilité à l'acidification, des données pour 6 000 lacs environ de l'Ontario (Neary et al., 1990, dans Spry et Weiner, 1991). Les lacs ontariens dont le pH était supérieur à 5,3 présentaient généralement des teneurs en COD supérieures à 1 mg-L-1 et ces teneurs étaient de beaucoup supérieures dans la majorité d'entre eux. Le COD présent dans l'eau forme des complexes avec l'aluminium, des complexes organoaluminium, qui donnent lieu à une réduction des concentrations des formes monomères de l'aluminium (Parent et al., 1996; Farag et al., 1993; Howells et al., 1990). À un pH de 4,5, 1 mg-L-1 de COD peut former des complexes avec 0,025 mg-L-1 d'aluminium environ et cette valeur augmente avec le pH (MEO, 1988).

Deux grands types de ligands peuvent former des complexes stables avec l'aluminium en solution. Les ligands inorganiques qui comprennent des anions, notamment les anions sulfate (SO42-), fluorure (F-), phosphate (PO33-), bicarbonate (HCO3-) ou hydroxyde (OH-) et les ligands organiques qui sont représentés par les acides oxaliques, humiques ou fulviques (Sparling et Lowe, 1996; Driscoll et al., 1980). Les concentrations relatives des ligands inorganiques et organiques déterminent le type de ligands formés en solution. Plusieurs examens récents des publications ont permis de recueillir de l'information supplémentaire sur le comportement et la toxicité de l'aluminium dans l'environnement aquatique (Phippen et Horvath, 1998; Roy, 1998; Valcin, 1998; OMS, 1997; Sparling et Lowe, 1996; Howells et al., 1990).

L'aluminium présent dans l'environnement aquatique a pour origine des sources naturelles et anthropiques. Le rapport sommaire pour 1996 de l'Inventaire national des rejets de polluants (INRP) fait état de rejets industriels sur place d'aluminium au Canada de 52,4 tonnes, dont 18,7 tonnes dans l'atmosphère, 12,8 tonnes dans l'eau et 17,3 tonnes dans le sol (INRP, 1996). Comme l'aluminium constitue 8,1 % environ de la croûte terrestre, la quantité présente naturellement dans l'environnement est supérieure à celle des sources anthropiques (Lantzy et Mackenzie, 1979, cité dans OMS, 1997). Les rejets anthropiques directs ayant une incidence sur l'environnement aquatique comprennent les poussières ayant pour origine le sol, dont la teneur en aluminium est élevée, et qui sont produites par l'agriculture, l'exploitation minière et la combustion du charbon (OMS, 1997; Havas et Jaworski, 1986). L'érosion éolienne et hydrique des sols agricoles est une source particulièrement importante d'aluminium pour l'environnement aquatique (OMS, 1997). L'aluminium peut être transporté sous forme de particules atmosphériques et se déposer ensuite par précipitation humide ou sèche. Les concentrations d'aluminium des précipitations sont généralement faibles (<2 mg-L-1), mais elles peuvent s'accroître de façon marquée en présence de sources industrielles (p. ex., fusion de minerai ou combustion du charbon) ou de sources naturelles de particules, comme le transport de sols (Havas et Jaworski, 1986). L'aluminium peut être indirectement mobilisé ou rendu plus biodisponible par les émissions atmosphériques de substances acidifiantes comme les oxydes d'azote et le dioxyde de soufre. Ces substances, une fois déposées sous forme de précipitations acides, abaissent le pH de l'environnement, ce qui a pour effet de rendre l'aluminium plus soluble et d'en modifier la spéciation.

Il a été procédé, de 1990 à 1996, à des mesures des concentrations d'aluminium dans l'eau à proximité d'industries canadiennes qui utilisaient et rejetaient des sels ou d'autres formes d'aluminium. Au Manitoba, les concentrations moyennes d'aluminium extractible variaient de 0,232 mg-L-1, dans le lac South Indian, à 0,547 mg-L-1, dans la rivière Burntwood, la concentration moyenne mesurée d'aluminium dissous dans cette rivière s'élevait à 0,06 mg-L-1. En Saskatchewan, les concentrations moyennes d'aluminium total variaient de 0,32 mg-L-1, dans la rivière Saskatchewan Sud, à 2,15 mg-L-1, dans la rivière Saskatchewan Nord. En Ontario, les concentrations d'aluminium total étaient les plus élevées dans la rivière Kaministiquia près de Thunder Bay, où elles atteignaient jusqu'à 13 mg-L-1, les concentrations moyennes les plus élevées d'aluminium total atteignant 1,3 mg-L-1 dans la rivière Wabigoon, en aval de Dryden. Des concentrations inférieures d'aluminium total ont été mesurées en Ontario, dans le lac Supérieur, où la concentration maximum atteignait 0,002 mg-L-1. Les teneurs en aluminium dissous variaient de 0,44 à 0,058 mg-L-1 dans la rivière St. Clair. Au Québec, les concentrations moyennes d'aluminium total variaient de 0,07, dans la rivière Saint-Maurice, à 0,59 mg-L-1, dans le fleuve Saint-Laurent (Germain et al., 1999).

Tableau 1. Recommandations pour la qualité des eaux établies pour l'aluminium inorganique monomère aux fins de la protection des organismes dulcicoles.
pHRecommandation (μg-L-1)
5,029,48
5,54,64
6,00,73
6,10,50
6,51,30
7,04,26


Tableau 2. Recommandations provisoires pour la qualité des eaux établies pour l'aluminium total (μg-L-1) aux fins de la protection des organismes dulcicoles.
 COD (mg-L-1)
pH0,52,557,510
5,28487120154201
5,698116149193252
6,092108137178232
6,4748297121156
>6,4748297121156
L'équation utilisée pour le calcul est présentée dans le corps du texte. Aucun facteur de sécurité n'a été utilisé pour l'élaboration de la recommandation pour l'aluminium total.
Aucune recommandation pour les organismes marins n'est formulée pour le moment.


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Élaboration des recommandations pour la qualité des eaux

Les recommandations canadiennes pour la qualité des eaux relatives à l'aluminium ont été élaborées à partir du protocole du CCME (CCME, 1991) et sont formulées tant pour le Alim que pour le Altot. Bon nombre d'études ont montré que le Alim était la forme la plus toxique de l'aluminium (Parkhurst et al., 1990; Holtze et Hutchinson, 1989; Baker et Schofield, 1982; Driscoll et al., 1980) et qu'il constituait le meilleur paramètre de prévision de la toxicité de l'aluminium dans une large gamme de conditions de la qualité de l'eau (Parkhurst et al., 1990; Gundersen et al., 1994; Clark et Hall, 1985; Driscoll et al., 1980). Au cours d'une étude réalisée sur le terrain, Baldigo et Murdoch (1997) ont appliqué l'analyse de régression à l'examen des effets de conditions chimiques variables sur des ombles de fontaine (Salvelinus fontinalis) de quatre ruisseaux des montagnes Catskill. L'analyse de régression portait à croire que la mortalité des ombles de fontaine était corrélée avec (par ordre d'importance) le Al im, le pH, le COD, le calcium et le chlorure présents dans l'eau. La moyenne et la médiane des concentrations de Alim expliquaient de 76 à 85 % de la variabilité de la mortalité chez les ombles. Une étude semblable réalisée par Parkhurst et al., (1990) a porté sur les effets du pH, du Altot, du Alim, du COD, de l'ion fluorure et de la température sur l'omble de fontaine. Les auteurs ont trouvé que l'ordre d'importance de ces facteurs pour la survie d'alevins d'omble de fontaine en solution acide était le Al im, le pH, le COD, le F- et la température. Le Alim présentait un effet beaucoup plus important que le pH sur la survie des ombles.

Le calcium (Ca2+) peut avoir un important effet sur la toxicité de l'aluminium pour certains organismes aquatiques (Cleveland et al., 1991; Brown, 1983). Il est connu que le calcium peut réduire la perméabilité des membranes biologiques et donc la perte d'ions plasmatiques causée par le pH et la présence d'ions métalliques, dont ceux de l'aluminium (Freda et McDonald, 1990; Sadler et Lynam, 1988). Le calcium agit au niveau de la membrane biologique et les réponses sont fonction des organismes (p. ex., poissons, invertébrés ou plantes). Le calcium n'a pas été utilisé comme paramètre au moment de l'élaboration de la présente recommandation, car on ne disposait pas de corrélation dose-réponse pouvant servir à la modélisation des relations.

L'incidence de la température sur la spéciation de l'aluminium a été examinée en utilisant des gammes de pH distinctes, fondées sur la spéciation de l'aluminium à 2°C, pour la recommandation concernant le Alim et celle concernant le Altot (Lydersen et al., 1990; Howells et al., 1990). La forme la plus toxique, le Alim, devrait être celle qui domine dans une plus large gamme de pH à 2°C, comparativement à 20°C.

Recommandation pour l'aluminium inorganique monomère

Les recommandations pour le Alim sont fondées sur les données présentées dans la figure 1. Une première régression des valeurs de la recommandation a été réalisée pour les valeurs de pH de 5,0 à 6,1. Les données utilisées pour l'élaboration de la recommandation sont tirées des études de Buckler et al.,. (1995) sur le saumon de l'Atlantique (Salmo salar), de Parent et Campbell (1994) sur une algue verte (Chlorella pyreinoidosa) et de Baker et Schofield (1982) sur l'omble de fontaine (Salvelinus fontinalis) et le meunier noir (Catostomus commersoni). Une deuxième régression des valeurs de la recommandation a été réalisée pour les pH de 6,1 à 7,1. Les données utilisées pour élaborer la recommandation ont été tirées d'une étude de Helliwell et al., (1983) sur C. pyrenoidosa. Les droites de régression se croisent au pH de 6,1, la plus faible concentration avec effet observé (CE50 à 5 μg-L-1 de Alim; Helliwell et al., 1983). Les droites de régression réunies ont le même profil que la courbe de solubilité de l'aluminium de la gibbsite microcristalline (MEO, 1988). Les équations de régression pour le Alim utilisées pour la recommandation sont :

1)
pH <= 6,1: Log [Alim] = -1,6061 * pH + 10,5 (r2=0,7)
2)
pH > 6,1: Log [Alim] = 1,0327 * pH - 5,6 (r2=0,9)

Un facteur de sécurité de 0,1 est appliqué aux valeurs calculées du Alim de la recommandation. Les données sur les concentrations de fond du Alim au Canada étaient rares et aucune conclusion n'a pu être tirée quant au besoin d'un facteur de sécurité pour l'aluminium total (voir ci-dessous). Aucune recommandation pour le Alim n'a été élaborée pour les eaux douces de pH inférieur à 5,0 ou supérieur à 7,1 car il n'existe pas de données pour les organismes aquatiques exposés au Alim dans ces gammes de pH. Il est proposé d'utiliser la recommandation pour le Altot pour les pH supérieurs à 7,1.

Figure 1. Recommandations pour la qualité des eaux choisies pour l'aluminium inorganique monomère. Un coefficient de sécurité de 0,1 a été appliqué à la valeur du Alim obtenue des droites de régression.
Recommandations pour la qualité des eaux choisies pour l'aluminium inorganique monomère. Un coefficient de sécurité de 0,1 a été appliqué à la valeur du Alim obtenue des droites de régression.

Recommandation pour l'aluminium total

Les exigences en matière de données pour l'élaboration d'une recommandation complète pour la qualité des eaux concernant la protection de la vie aquatique n'ont pu être strictement respectées pour le Altot à cause de l'absence d'une étude des effets chroniques sur les invertébrés, tel qu'indiqué dans le protocole du CCME (1991). Cette insuffisance généralisée de données sur les invertébrés a été relevée par plusieurs auteurs (Vuori, 1996; MEO, 1988; Havas, 1985). Les données permettant d'élaborer une recommandation portent sur un nombre important d'espèces de poissons, des plantes aquatiques et des amphibiens. Les amphibiens ont tendance à être très sensibles aux concentrations d'aluminium (Sparling et Lowe, 1996; Freda, 1991; Albers et Prouty, 1987). Selon le protocole du CCME (1991), il existe suffisamment de données pour permettre l'élaboration d'une recommandation provisoire pour le Altot.

La toxicité du Altot dépend fortement du pH et de la concentration du carbone organique dissous (Buckler et al., 1995; Wilson et al., 1994; DeLonay et al., 1993; Parkhurst et al., 1990; Palmer et al., 1988; Sadler et Lynam, 1988; Parkhurst, 1987; Baker et Schofield, 1982). Afin de tenir compte de ces variables au moment de l'élaboration de recommandations pour le Altot, une analyse de régression multiple a été réalisée à partir des données de Parkhurst (1987). La variable dépendante choisie a été la survie après 21 jours de juvéniles d'omble de fontaine qui a été transformée en logits et ensuite modifiée par l'ajout de la valeur 10 afin d'éliminer les nombres négatifs :

3)
logits transformés = ln (p / (1-p)) + 10

où p est la proportion d'alevins ayant survécu après 21 jours. Les variables indépendantes étaient le pH, le COD et la concentration de Altot. Pour l'analyse de régression, les concentrations d'aluminium total ont fait l'objet d'une transformation logarithmique et des termes de puissance ont été ajoutés pour le log de l'aluminium total et le pH, car ces variables présentent des relations non linéaires avec la survie. L'analyse a été réalisée avec le logiciel SAS® (PROC REG). La méthode du maximum de vraisemblance a été appliquée pour obtenir l'équation 4 :

4)
logit Y = -63,16 + 26,17 * pH - 2,299 * pH2 + 2,648 * logAl - 1,583 * (log Al)2 + 0,249 * COD

Le détail des calculs est donné après la bibliographie. Toutes les variables de l'équation étaient significatives (p<0,05). Le coefficient de corrélation était de 0,71. Cette équation a été utilisée pour estimer les concentrations d'aluminium total causant une mortalité supérieure de 25 % à celle causée par diverses combinaisons de pH et de COD. Comme le modèle est fondé sur des données d'exposition chronique portant sur une des premières étapes du cycle vital de l'omble de fontaine, les CL25 estimées sont jugées être des indicateurs de la toxicité chronique car la sensibilité de l'omble décroît rapidement avec l'âge. La létalité a été la réponse la plus sensible mesurée et, dans certains cas, la CI25 a été jugée correspondre approximativement à la concentration sans effet observé (EPA, 1994). Le protocole du CCME (CCME, 1991) fait appel à un facteur de sécurité de 10 pour l'indicateur d'effet chronique. On s'inquiétait cependant du fait que la recommandation ainsi obtenue puisse être inférieure à la concentration de fond. Pour évaluer cette hypothèse, des données de contrôle sur les concentrations d'aluminium total dans l'eau de zones non industrialisées ont été obtenues pour toutes les régions du Canada (Caux et al., 2000). Une base de données commune regroupant 75 000 données ponctuelles a été évaluée (données postérieures à 1985) et compilée. Les données ont été recueillies pour le plus grand nombre possible de « provinces géologiques » du Canada (Wheeler et al., 1996). Au total, 11 des 13 provinces géologiques étaient représentées. Une courbe des fréquences des concentrations pour l'aluminium total a montré que le nombre de sites où la concentration d'aluminium total était égale ou inférieure à 252 μg-L-1 s'élevait à 80 % (n = 1 196). Les valeurs de la matrice pour la recommandation proposée concernant l'aluminium total et fondée sur les effets (dépendante du pH et du COD), en l'absence d'un facteur de sécurité de 10, variaient de 61 à 252 μg-L-1, ce qui constitue un recouvrement parfait pour cette proportion. Dans ce cas, une démarche par poids de la preuve intégrant les seuils des effets, les relations des paramètres de la chimie de l'eau et les concentrations de fond appuie l'adoption d'une recommandation pour la qualité des eaux, pour l'aluminium total, ne faisant pas appel à un facteur de sécurité.

Figure 2. Données choisies sur la toxicité de l'aluminium total en eau douce.
Données choisies sur la toxicité de l'aluminium total en eau douce.

Mise en oeuvre

On note, au niveau du lieu dans la plupart des provinces géologiques, qu'il n'existe proportionnellement que quelques endroits où les concentrations de fond de Altot sont inférieures à 61 μg-L-1. Pour ces lieux, lorsqu'ils sont jugés sensibles du point de vue écologique, une concentration de fond pourrait être utilisée comme valeur objective propre à ces lieux. Bien que les concentrations naturelles puissent avoir un effet nocif pour certains organismes, les options de gestion justifiables devraient tenir compte de l'apport des processus naturels afin de mettre l'accent sur les lieux et les substances chimiques qui subissent surtout les effets des activités humaines.

Il existe dans l'environnement canadien des situations où le pH et les concentrations de COD débordent des gammes présentées dans le tableau 2 et, par ailleurs, la recommandation pour la qualité des eaux concernant le pH fait état d'une gamme de 6,5 à 9,0 (CCME, 1999). Parkhurst (1987) n'a cependant pas traité de pH supérieurs à 6,5 ou de concentrations de COD supérieures à 10 mg-L-1. Il est donc recommandé que l'on applique la recommandation pour l'aluminium total la plus prudente qui se rapproche le plus des conditions de pH et de COD du plan d'eau d'intérêt (74 μg-L-1). Les utilisateurs de la recommandation devraient aussi être conscients du fait qu'une augmentation rapide du pH, notamment dans les zones de mélange, peut donner lieu à une précipitation de l'aluminium qui se retrouve alors en solution sursaturée et peut présenter une létalité aiguë pour la vie aquatique.

Il est recommandé que le choix d'une recommandation, pour le Alim ou le Altot, soit fondé sur les objectifs de gestion et le meilleur jugement professionnel s'appliquant dans chaque cas. La recommandation pour le Alim tient compte d'un facteur de sécurité et est fondée sur la fraction toxique présumée tandis que celle pour le Altot est d'ordre plus pratique, prend en compte les concentrations de fond et peut donc s'avérer plus utile pour les conditions où il n'y a pas équilibre. En outre, il pourra s'avérer nécessaire d'évaluer de façon spécifique au lieu les lacs de faible pH à eau fortement colorée (lacs dystrophes). Les autorités pourront opter pour l'élaboration d'objectifs de qualité de l'eau particuliers au lieu, comme cela est mentionné dans le protocole du CCME de 1991.

Les recommandations établissent une norme élevée pour la protection de la vie aquatique dans tout le Canada. Leur application peut exiger de tenir compte des conditions locales. Elles peuvent faire l'objet de mises à jour à mesure que de nouveaux renseignements sont obtenus.

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Examen de la toxicité pour les organismes dulcicoles

L'aluminium présent dans l'environnement aquatique peut avoir des incidences importantes sur la vie aquatique. Les précipitations acides ont été associées à la disparition de populations de poissons par la mobilisation de l'aluminium dans des eaux sensibles à l'acidité (Buckler et al., 1995; Wilson et al., 1994; DeLonay et al., 1993; Palmer et al., 1988; Sadler et Lynam, 1988; Baker et Schofield, 1982). Les fortes pluies et la fonte des neiges peuvent aussi influer sur les concentrations d'aluminium dans l'environnement aquatique par le lessivage d'importantes quantités de ce métal à partir des sols du bassin versant (Mount et al., 1990; Gunn et Noakes, 1987). Les variations à court terme des concentrations d'aluminium causées par ces événements peuvent avoir des effets très importants sur le biote aquatique.

Les plantes aquatiques peuvent tolérer des concentrations d'aluminium plus élevées que les invertébrés aquatiques, les amphibiens et les poissons (Sparling et Lowe, 1996; Butcher, 1987). À mesure que le pH décroît, le Ca2+, les ions métalliques (p. ex., Fe) et le phosphore peuvent réagir avec l'aluminium et ainsi nuire à la croissance des plantes (Hörnström et al., 1984). Sprenger et McIntosh (1989) ont noté que les concentrations d'aluminium en milieu aqueux présentaient une corrélation négative avec le pH, de sorte que les plantes qui croissent en milieu acide sont souvent résistantes à l'aluminium. La toxicité de l'aluminium pour les invertébrés découle surtout d'une perturbation de la régulation ionique et de la perte de Na+. L'aluminium est plus toxique pour les invertébrés dans la gamme de pH de 5,1 à 5,8 comparativement aux pH supérieurs (Hörnström et al., 1984). Freda (1991) a examiné la toxicité de l'aluminium chez neuf espèces d'amphibiens à divers stades de développement. Il a trouvé trois types possibles de toxicité pour les amphibiens fondés sur les interactions de l'aluminium et du pH. Le type I pour lequel la toxicité présente une relation négative avec le pH, le type II pour lequel la toxicité présente une relation positive avec le pH et le type III pour lequel l'aluminium réduit la toxicité de l'acidité. L'aluminium peut poser un risque élevé pour les amphibiens en milieu acide, mais le H+ est aussi toxique et il peut être difficile de différencier ces deux facteurs. Les poissons sont sensibles aux concentrations d'aluminium. Les facteurs clés de leur sensibilité sont l'espèce, le stade de développement et la forme de l'aluminium. Les salmonidés sont plus sensibles aux effets toxiques de l'aluminium que les espèces d'eau chaude (Spry et Wiener, 1991; Roy, 1998; Valcin, 1998). Selon plusieurs études, le stade de développement du juvénile s'avère le plus sensible et celui de l'embryon le moins sensible (Roy, 1998; Rosseland et al., 1992; Baker et Schofield, 1982). Des espèces de poissons se sont avérées également sensibles aux trois formes d'aluminium monomère (Al3+, Al(OH)2+ et Al(OH)2+) en milieu aqueux (Sparling et Lowe, 1996). Le mécanisme de la toxicité de l'aluminium chez les poissons tend à s'expliquer par des perturbations de la régulation ionique et de l'osmorégulation et par divers troubles respiratoires liés à la précipitation de l'aluminium sur les branchies (Phippen et Horvath, 1998). La liaison de l'aluminium avec l'épithélium des branchies et, au niveau intracellulaire, à l'intérieur des cellules épithéliales lamellaires constitue une condition préalable à la toxicité aiguë (Phippen et Horvath, 1998). Chez les poissons, les signes apparents de la toxicité par l'aluminium sont la toux, l'hyperventilation et l'obstruction des branchies par du mucus (Lewis et al., 1990).

L'utilisation de solutions d'aluminium sursaturées peut s'avérer un obstacle important à la bonne interprétation des essais de toxicité en laboratoire, lorsqu'on fait un examen critique des publications sur ce sujet (Roy, 1998; Spry et Wiener, 1991). Les solutions sursaturées peuvent s'avérer très toxiques si l'aluminium précipite et adhère aux tissus des branchies où il peut causer l'asphyxie (Spry et Wiener, 1991). La toxicité peut cependant être réduite si la solution a été conservée pendant un certain temps, de sorte qu'il y a eu formation de polymères d'aluminium de grande taille et de composés amorphes qui ne réagissent pas avec les tissus des branchies (Freda, 1991; Spry et Wiener, 1991). Selon le produit de solubilité de la gibbsite microcristalline, les milieux qui contiennent plus que 18,9 μg-L-1 de Al inorganique à un pH 6 et à une température de 20°C sont jugés sursaturés (Parent et Campbell, 1994). Dans de telles conditions, la chimie en milieu aqueux de l'aluminium devient très complexe et imprévisible. Les solutions sursaturées d'aluminium en milieu naturel sont rares, surtout dans les eaux de faible pH (Hutchinson et al., 1987, 1989; Tipping et al., 1988; LaZerte, 1984). On compte, comme situation où de telles solutions peuvent se produire dans l'environnement, les bassins versants de pH neutre dans lesquels est déversé du sulfate d'aluminium provenant d'usines d'épuration municipales ou de production de pâtes et papiers (Roy, 1998). Les études faisant état d'effets toxiques découlant d'une exposition à une solution sursaturée n'ont pas été jugées acceptables pour l'élaboration de la recommandation. De même, il n'a pas été tenu compte des études pour lesquelles l'utilisation de témoins, de statistiques ou de méthodes normalisées n'était pas adéquate.

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Aluminium inorganique monomère

Il existe peu d'études sur la toxicité du Alim pour le biote aquatique et, plus particulièrement, celles sur les plantes et les invertébrés sont rares. Cela s'explique sans doute par la difficulté de trouver des méthodes analytiques exactes et précises pour la détermination des concentrations de Alim en solution (Driscoll et Postek, 1996; Driscoll et Schecher, 1990). En outre, la toxicité du Alim pour les organismes aquatiques peut s'avérer difficile à quantifier aux faibles pH étant donné la toxicité inhérente de l'ion H+ (Baldigo et Murdoch, 1997; Atland et Barlup, 1996; Parkhurst et al., 1990). Dans la nature, les espèces sensibles à la toxicité des faibles pH ne devraient pas se retrouver dans les milieux aquatiques qui sont surtout acides. Aux fins de la présente recommandation, on ne signale que les études faisant état des effets toxiques du Alim où l'on a utilisé des témoins adéquats ayant subi une exposition aux mêmes pH.

Plantes aquatiques

Parent et Campbell (1994) ont exposé des algues vertes unicellulaires (Chlorella pyrenoidosa) à du Alim afin d'observer les réponses biologiques à diverses valeurs de pH. L'inhibition de la croissance des algues était faible aux pH de la gamme de 4,3 à 4,6. Des CE30 pour la croissance des algues ont été calculées pour une gamme de 7 à 800 μg-L-1 à des pH variant de 6,0 à 5,0. La CE30 la plus sensible a été signalée pour un pH de 6,0 et une concentration de Alim de 7 μg-L-1. La toxicité présentait une très importante dépendance au pH dans cette gamme. Tant Parent et Campbell (1994) que Parker et al., (1989, dans Lydersen et al., 1990) ont proposé que l'espèce aluminium hydroxylé polycyclique pouvait avoir des effets phytotoxiques prononcés. Tout dépendant de la température et d'autres facteurs physico-chimiques (ligands, etc.), toutes les espèces d'aluminium devraient être présentes dans la gamme de pH allant de 5 à 7.

Invertébrés

Mackie (1989) a exposé cinq espèces d'invertébrés benthiques à six concentrations de Alim allant de 0 à 400 μg-L-1 et à une gamme de pH comprise entre 4 et 5,5. Les espèces soumises à l'essai comprenaient un déchiqueteur, Hyalella azteca, un racleur, Amnicola limosa, un prédateur, Enallagma sp. et des bivalves, Pisidium casertanum et Pisidium compressum. Les invertébrés ont été exposés, en milieu statique, à du Alim pendant 96 heures afin de déterminer la CL50 de chaque concentration d'exposition. Les taux de mortalité observés aux concentrations d'essai se sont avérés insuffisants pour le calcul de CL50.

Khangarot et Ray (1989) ont étudié la toxicité de divers ions métalliques (Al3+) pour la daphnie, Daphnia magna, et sa corrélation avec leurs propriétés physicochimiques. Des essais biologiques statiques réalisés à 13°C ont servi à déterminer la toxicité des métaux. Les CE50-24 h et CE50-48 h signalées étaient, respectivement, de 85,9 mg-L-1 et de 59,6 mg-L-1.

Amphibiens

Clark et LaZerte (1985) ont étudié les effets du pH et de l'aluminium sur les oeufs et les têtards du crapaud d'Amérique (Bufo americanus) et de la grenouille des bois (Rana sylvatica). Ils ont noté une réduction significative de l'éclosion chez les deux espèces lorsque le pH était faible (4,14). Au pH de 4,32, le succès de la reproduction était réduit chez le crapaud d'Amérique par l'ajout de 9,2 μg-L-1 de Alim. Mais au pH de 4,75, une concentration de Alim de 200 μg-L-1 ne modifiait pas le succès de l'éclosion. En deçà d'un pH de 4,75, l'aluminium avait pour effet d'accroître la toxicité. Des résultats semblables ont été signalés pour d'autres espèces d'amphibiens à différents stades de développement (Freda, 1991; Saber et Dunson, 1979; Gosner et Black, 1957). L'indicateur sensible de 9,2 μg-L-1 n'a pas été retenu pour l'élaboration de la recommandation à cause d'importants effets s'expliquant par le seul pH au moment de ces essais biologiques. Les auteurs ont conclu que la réponse de toxicité ne dépendait pas de la spéciation de l'aluminium (Clark et LaZerte, 1985).

Poissons

Mount et al., (1988) ont exposé des ombles de fontaine (Salvelinus fontinalis) à de l'aluminium monomère en présence d'une faible concentration de calcium (0,5 mg-L-1) et d'un faible pH (4,97 ± 0,02). L'aluminium était décrit comme inorganique et monomère total. La concentration minimale produisant un effet observé (CMEO) sur la croissance était de 47 μg-L-1 de Alim. La concentration d'aluminium total monomère était de 169 μg-L-1. Les effets observés allaient d'une réduction de la croissance et de la survie à des anomalies physiologiques. Les auteurs ont observé que l'augmentation de la concentration de calcium ou la réduction de celle de l'aluminium atténuait les réponses nocives observées.

Holtz et Hutchinson (1989) ont exposé diverses espèces de poissons à divers stades de développement à des solutions de Alim de faibles pH (de 4,5 à 6,0). La survie d'alevins de grand corégone (Coregonus clupeaformis) au stade de l'émergence s'est avérée l'indicateur le plus sensible, à une CMEO de 28 μg-L-1 et à un pH de 5,1. La CMEO pour la survie des alevins d'achigan à petite bouche (Micropterus dolomieui) au stade de l'émergence était de 144 μg-L-1, à un pH de 5,1, et de >58 μg-L-1, à un pH de 5,4. À un pH de 5,97, les oeufs du mené à nageoires rouges (Notropis cornutus) présentaient un taux de mortalité de 90,7 % à une concentration de Alim de 17 μg-L-1. Cet indicateur sensible n'a pas été retenu pour l'élaboration de la recommandation. Les auteurs ont indiqué que la toxicité signalée pourrait bien avoir été causée par une sursaturation en aluminium. Ils ont mesuré l'aluminium colloïdal polymère dans les solutions d'essai et déterminé qu'elles étaient moins importantes que l'acidité et la concentration du Alim pour la survie des poissons.

Roy et Campbell (1995) ont exposé des saumons de l'Atlantique (Salmo salar) juvéniles à des concentrations d'aluminium (sous forme de Alim) et à des mélanges d'aluminium et de zinc, dans une large gamme de pH. La réponse la plus sensible au seul Alim a été notée au pH 5,24. La CL50 signalée était de 51,2 μg-L-1 (1,9 μmole). Ils ont trouvé que la CL50 tendait à être inférieure au cours des essais portant sur les mélanges d'aluminium et de zinc comparativement à ceux où seul l'aluminium était utilisé. L'aluminium agit comme un irritant des branchies qui stimule la production de mucus chez le saumon. Le zinc se fixe facilement sur le mucus des branchies, ce qui donne lieu à un passage rapide des ions métalliques à travers les tissus des branchies et donc à une réaction toxique.

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Aluminium total

Il existe une grande quantité de données toxicologiques sur les effets de l'aluminium total chez le biote aquatique. Dans beaucoup de ces études, le biote est exposé à des concentrations d'aluminium présent dans des solutions artificielles où la spéciation de l'aluminium est maximale et où il n'y a pas de matières organiques pour la formation de complexes. Il a été montré que le COD avait une importante influence sur la toxicité de l'aluminium par la formation de complexes avec l'aluminium monomère (Parent et al., 1996; Farag et al., 1993; Howells et al., 1990). Il a aussi été montré que l'augmentation de la concentration de COD en solution avait tendance à réduire la toxicité de l'aluminium (Parkhurst, 1987; Gunn et Noakes, 1987; Burton et Allan, 1986). Le carbone organique dissous est présent dans toutes les eaux naturelles, bien qu'en concentrations variables (Peterson et al., 1989). Étant donné l'incidence du COD sur la toxicité de l'aluminium, seules les études où la solution d'exposition contenait des quantités mesurables de COD ont été retenues pour l'élaboration d'une recommandation pour la qualité des eaux pour la vie aquatique concernant le Altot.

Plantes aquatiques

Parent et al., (1996) ont étudié les effets de l'aluminium chez l'algue verte C. pyrenoidosa en présence de carbone organique dissous. Les concentrations de COD variaient de 1,2 à 11 mg-L-1. La concentration d'aluminium total monomère était déterminée par spectrométrie d'absorption atomique à atomisation électrothermique. À un pH de 5,0, une concentration en aluminium total monomère de 167 μg-L-1 et en l'absence de COD, on notait une réduction de la croissance de 30 % de l'algue verte après 96 heures, comparativement aux témoins. À une concentration de COD de 2,3 mg-L-1 et de Altot de 189 μg-L-1, à un pH de 5,0, la croissance était réduite de 25 %, comparativement aux témoins.

Hörnström et al., (1995) ont étudié les effets de l'aluminium, à diverses gammes de pH et à deux concentrations d'humus, sur les organismes phytoplanctoniques Monoraphidium griffithii et Monoraphidium dybowskii. À un pH de 4,8 et à une concentration d'humus de 0,2 mg Pt L-1, la présence d'aluminium à raison de 200 μg-L-1 donnait lieu à une réduction de la croissance de 70 % chez M. dybowskii, comparativement aux témoins. La concentration en matières humiques est souvent déterminée en comparant les échantillons à des solutions de référence standard de platine. La concentration d'humus est ensuite donnée en unités platine (mg Pt L-1). À un pH de 6,8 et une concentration d'humus de 27 mg Pt L-1, une réduction de la croissance a été observée chez M. dybowskii à une concentration d'aluminium de 300 μg-L-1. La croissance de M. griffithii était réduite de 82 %, comparativement aux témoins, après une exposition à 100 μg-L-1 d'aluminium à un pH de 4,8 et à une concentration d'humus de 0,2 mg Pt L-1. À 27 mg Pt L-1, les M. griffithii exposés à 300 μg-L-1 à des pH de 4,8 et de 6,8 présentaient des réductions de croissance respectives de 35 % et de 50 %.

Amphibiens

Freda et al., (1990) ont exposé des embryons de R. pipiens et des têtards de B. americanus à des concentrations d'aluminium afin d'étudier l'effet de la formation de complexes organiques sur la toxicité. La concentration d'aluminium était déterminée par spectrophotométrie et par la méthode au catéchol-violet. Les organismes étaient exposés à divers pH et concentrations de COD, le COD ayant été obtenu d'étangs naturels. Diverses dilutions de l'eau des étangs permettaient d'obtenir la concentration de COD souhaitée pour les essais. La CL50-96 h pour les têtards de B. americanus, à un pH de 4,5 et à une concentration de COD de 2,85 mg-L-1, était de 627 μg-L-1 d'aluminium total. L'augmentation de la teneur en COD à 11,4 mg-L-1 donnait lieu à une augmentation de la CL50 qui excédait 2 000 μg-L-1. Les embryons de R. pipiens présentaient une réaction semblable à l'augmentation de la concentration de COD. Dans une eau douce artificielle à 100 % à un pH de 4,8 et exempte de COD, la CL50 était de 471 μg-L-1. La CL50 augmentait de façon marquée (> 856 - > 1 018 μg-L-1) à la suite de l'ajout de COD sous la forme de diverses dilutions d'eau des étangs, le pH demeurant constant.

Freda et McDonald (1990) ont examiné les effets de l'aluminium chez la grenouille léopard (R. pipiens) dans une large gamme de pH et à une faible concentration de COD. Des R. pipiens ont été exposés en milieu statique, plutôt qu'en milieu renouvellement continu, afin de mieux représenter les conditions qui existent dans des étangs de reproduction saisonniers où il n'y a ni entrée ni sortie d'eau. Ils ont observé qu'à un très faible pH (de 4,2 à 4,4) l'aluminium annulait les effets du pH sur les embryons de grenouilles et permettait l'éclosion. Entre les valeurs de pH de 4,6 et 4,8, l'aluminium s'avérait extrêmement toxique et les taux de mortalité étaient accrus de façon appréciable à une concentration de 500 μg-L-1. Tous les essais ont été réalisés à une concentration de COD de 1,0 mg-L-1. Les CL50-96 h signalées pour le Altot aux valeurs de pH de 4,6 et 4,8 étaient, respectivement, de 811 et de 403 μg-L-1. Aux pH de 4,4, 4,6 et 4,8, la plus faible concentration de Al utilisée (250 μg-L-1) n'a été cause ni de mortalité ni de développement anormal chez 25 têtards à un stade de prédéveloppement.

Il a été mentionné que les amphibiens risquant le plus de subir la toxicité de l'aluminium étaient ceux qui habitaient de petits étangs saisonniers ou éphémères qui sont en grande partie alimentés par les eaux de ruissellement et de fonte des neiges du printemps (Sparling et Lowe, 1996). Albers et Prouty (1987) ont signalé que la survie d'embryons de la salamandre maculée, Ambystoma maculatum, présentait une corrélation négative avec la concentration d'aluminium dans les étangs saisonniers. Les concentrations d'aluminium et les niveaux d'acidité de ces eaux sont particulièrement élevés et l'exposition se produit pendant les premières étapes de la vie, au moment où les amphibiens ont tendance à être les plus sensibles. Les espèces plus grosses qui habitent les lacs et les étangs permanents pourraient être moins affectées par ces événements épisodiques, mais pourraient quand même subir l'acidification chronique et les concentrations d'aluminium élevées qui l'accompagnent. Freda (1991) a signalé, dans le cadre d'une étude visant à déterminer les effets d'une gamme de Altot (250-1000 μg-L-1) sur des embryons de la grenouille léopard, R. pipiens, à un pH de 4,8, que des teneurs en COD supérieures à 5,7 mg-L-1 avaient pour effet la formation de complexes avec la plus grande partie de l'aluminium, et donc une réduction de l'aluminium labile.

Invertébrés

L'aluminium n'est généralement pas toxique pour les invertébrés aux concentrations que l'on rencontre généralement dans des eaux approchant la neutralité. Les niveaux ambiants de Al dans les eaux à des pH voisins de la neutralité sont normalement inférieurs à 1 mg-L-1 et se situent généralement aux environs de 500 μg-L-1 (Wren et Stephenson, 1991; Havas et Likens, 1985).

Burton et Allan (1986) ont étudié les effets de la température, du pH, du COD et de la concentration d'aluminium chez divers invertébrés de cours d'eau. Ils ont noté que l'ajout de 500 μg-L-1 d'aluminium à de l'eau à une température de 15°C, à un pH de 4,0 et à une concentration de COD de 42 à 47 mg-L-1, n'avait pas d'effet sur la mortalité de l'isopode, Asellus intermedius, de la perle, Nemoura sp. et de l'escargot Pycnopsyche guttifer, comparativement à un témoin ou l'aluminium était absent. À 2°C et à une concentration de 500 mg-L-1 de Altot, une mortalité accrue significative était notée chez la perle et l'isopode. La mortalité était encore accrue lorsque l'expérience était répétée avec des teneurs en COD très faibles. Les auteurs ont remarqué que l'élimination de la matière organique de la solution donnait lieu à un déplacement de 94 à 98 % de la forme organique, vers la forme inorganique, de l'aluminium.

Poissons

Gundersen et al., (1994) ont exposé des truites arc-enciel (Oncorhynchus mykiss) à des combinaisons toxiques aiguës et subaiguës de Al, de COD (acides humiques) et de pH. Les poissons étaient exposés dans un système à renouvellement continu. Les concentrations d'aluminium étaient mesurées par spectrophotométrie d'absorbance selon la méthode au catéchol. Pour l'essai de toxicité aiguë, les concentrations d'acides humiques variaient de 1,4 à 10,1 mg-L-1 et le pH était légèrement alcalin, à 7,97-8,56. Les CL50-96 h ont été de 3,75, 5,43, 4,60 et 5,22 mg-L-1 pour des concentrations respectives en acides humiques de 1,4, 2,6, 6,6 et 10,1 mg-L-1. La mortalité (25 %) a été notée au pH de 8,03, à la concentration d'acides humiques de 6,17 mg-L-1 et à la concentration d'aluminium total de 2,1 mg-L-1. À un même pH, une concentration d'acides humiques supérieure (9,57 mg-L-1) et une concentration de Altot semblable (1,9 mg-L-1), la mortalité s'élevait à 5 %. Les auteurs ont constaté que les acides humiques protégeaient les animaux de la mortalité causée par l'aluminium.

Des jordanelles (Jordanella floridae) ont été utilisées pour déterminer la toxicité de mélanges de métaux (Al/Cu/Zn) et l'incidence des substances humiques sur cette dernière (Hutchinson et Sprague, 1987). Les chercheurs ont noté que la toxicité de l'aluminium était réduite par la formation de complexes avec les substances humiques, mais le niveau de toxicité pour les jordanelles n'a pas été quantifié. En outre, il s'est avéré que le carbone organique total présentait une relation plus étroite avec les variations de la létalité des métaux traces qu'avec celles de la dureté de l'eau.

Peterson et al., (1989) ont examiné les incidences de l'aluminium sur le saumon de l'Atlantique (S. salar) en présence de carbone organique dissous. Le COD était isolé à partir de l'eau de cours d'eau de la NouvelleÉcosse qui était diluée de façon à obtenir les concentrations d'exposition. À un pH de 4,8 et à une concentration de COD de 4,4 mg-L-1, les alevins de saumon de l'Atlantique subissaient une mortalité de 100 % à une concentration de 200 μg-L-1 (7,4 μm). À un pH de 4,8 et à une concentration de COD de 6,8 mg-L-1, le taux de mortalité s'élevait aussi à 100 % à une concentration de 210 μg-L-1 (7,8 μm). Les chercheurs ont émis l'hypothèse que les fractions acides du COD (acides humiques) assurent une meilleure protection pour le saumon, car elles contiennent des groupes fonctionnels carboxyles et hydroxyles qui forment des complexes stables avec l'aluminium.

Parkhurst et al., (1990) ont étudié les effets de l'aluminium sur l'omble de fontaine (S. fontinalis) en faisant varier divers paramètres de la qualité de l'eau (p. ex., pH, COD, F- et température). Les chercheurs ont utilisé un système à renouvellement continu et signalé les concentrations mesurées et nominales des paramètres pour chaque essai. Une analyse multivariée a servi à déterminer les paramètres les plus importants pour la survie de l'omble de fontaine dans une large gamme d'exposition. Les chercheurs ont signalé que le COD expliquait 6 % de la variabilité de la survie de l'omble de fontaine. Parkhurst (1987) a signalé les effets de l'aluminium sur des ombles de fontaine exposés à du Altot. La température et les concentrations de COD et de fluorure étaient modifiées. Les concentrations nominales de Altot des essais variaient de 0 à 1 000 μg-L-1 tandis que les concentrations mesurées de COD variaient de 0,6 à 9,1 mg-L-1. Les valeurs mesurées de tous les paramètres ont été indiquées. Les chercheurs ont observé que le COD n'avait, à lui seul, aucune incidence sur la survie des ombles de fontaine. L'ajout de COD au moment des essais portant sur diverses concentrations de Altot permettait de réduire la toxicité. À un pH de 5,3 et à une concentration de 11 μg-L-1, la survie après 21 jours était de 72 % à une concentration de 0,5 mg-L-1 de COD. La survie augmentait de façon appréciable, à 94 % , après l'ajout de 5,5 mg-L-1 de COD. À une concentration de Altot de 127 μg-L-1 l'ajout de COD éliminait pratiquement toute toxicité aux pH de 4,8, 5,1, et 5,4.

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Organismes marins

L'aluminium ne devrait pas être toxique dans l'environnement marin naturel étant donné les fortes concentrations de particules d'argile de ces eaux et leur pH relativement constant de 8,2 (OMS, 1997). Les particules d'argile tendent à se lier rapidement avec l'aluminium et à former d'importants colloïdes et, ainsi, à retirer l'aluminium de la colonne d'eau. À un pH de 8,2, l'aluminium devrait surtout être présent sous la forme anionique AlOH4- et devrait donc être rapidement retiré des eaux marines par la formation de polymères et de colloïdes (OMS, 1997; Howells et al., 1990).

Aucune recommandation pour la qualité des eaux concernant la protection des organismes marins contre les effets de l'aluminium ne sera élaborée pour le moment.

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Bibliographie

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Méthode de calcul utilisée pour la recommandation concernant l'aluminium total

Cette méthode permet de calculer (d'interpoler) les concentrations intermédiaires du tableau 2.

  1. Calculer la survie modélisée des témoins pour l'aluminium ([Al] = 0) par :
    • le retrait des termes relatifs à l'aluminium de l'équation 4;
    • la substitution des valeurs de pH et de COD souhaitées;
    • le calcul du logit y transformé;
    • la substitution du logit y transformé dans l'équation 1 et l'obtention de la valeur de « p », la proportion des survivants.
  2. Calculer la CL25 par rapport à la survie des témoins (0,75 p).
  3. Calculer le logit de la CL25 à l'aide de l'équation 1.
  4. Substituer cette valeur au logit y de l'équation 4 et déterminer la concentration d'aluminium. Cette valeur est la concentration d'aluminium de la recommandation pour les valeurs de pH et de COD choisies.

Ne pas extrapoler à l'extérieur des gammes du tableau (pH de 5,2 à 6,4 et COD de 0,5 à 10) car la survie modélisée des témoins chuterait de façon inacceptable et les effets des valeurs de COD plus élevées sont inconnus. Un chiffrier permettant d'effectuer ces calculs peut être obtenu par courriel (ceqg-rcqe@ec.gc.ca).

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