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Évaluation préalable finale Approche pour le secteur pétrolier Gazoles [restreints aux industries] Numéros de registre du into Chemical Abstracts Service 64741-59-9 64741-82-8 Environnement Canada Santé Canada Juillet 2013

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Table des matières

Sommaire

Les ministres de l’Environnement et de la Santé ont procédé à une évaluation préalable des gazoles suivants restreints aux industries :

Gazoles suivants restreints aux industries
No CAS[a] Nom dans la LIS[b]
64741-59-9 Distillats légers (pétrole), craquage catalytique
64741-82-8 Distillats légers (pétrole), craquage thermique

[a] Le CAS est la propriété de l'American Chemical Society. Toute utilisation ou redistribution est interdite sans l'autorisation écrite préalable de l'American Chemical Society, sauf si elle sert à répondre aux besoins législatifs ou si elle est nécessaire pour les rapports destinés au gouvernement lorsque des renseignements et des rapports sont exigés par la loi ou une politique administrative.

[b] LIS, Liste intérieure des substances.

Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l’égard de ces substances durant la catégorisation visant la Liste intérieure, car on estime qu’elles présentent le risque d'exposition le plus élevé pour les particuliers au Canada et que leur risque pour la santé humaine est élevé. Ces substances satisfont aux critères de catégorisation écologique relatifs à la persistance ou au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. Elles ont été incluses dans l’approche pour le secteur pétrolier parce qu’elles sont liées à ce secteur et sont considérées comme des substances de composition inconnue ou variable, des produits de réaction complexes ou des matières biologiques (UVCB).

Ces gazoles sont un groupe de combinaisons complexes d’hydrocarbures pétroliers utilisés comme bases dans la production de carburants pour les moteurs diesel ainsi que pour le chauffage industriel et résidentiel. Certains de ces produits mélangés peuvent aussi être utilisés comme solvants. La composition ainsi que les propriétés chimiques et physiques des gazoles diffèrent selon les sources de pétrole brut ou de bitume et les étapes de traitement. La substance portant le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (no CAS) 64741-59-9 est un distillat léger à craquage catalytique, dont la plage d’ébullition typique s’étend de 179 °C à 382 °C, et est une combinaison complexe d’hydrocarbures aromatiques et aliphatiques, dont la chaîne carbonée comporte principalement de 9 à 25 atomes de carbone. La substance portant le numéro CAS 64741-82-8 est une combinaison complexe d’hydrocarbures aromatiques, aliphatiques et cycloalcanes, constitués principalement de 10 à 22 atomes de carbone, dont la plage d’ébullition varie généralement de 160 à 370 °C. Afin de prévoir le comportement général de ces substances complexes dans le but d’évaluer le potentiel d’effets sur l’environnement, des structures représentatives ont été sélectionnées à partir de chaque classe chimique des substances.

Les deux substances faisant l’objet de la présente évaluation préalable sont restreintes aux  industries, c’est-à-dire qu’elles constituent un sous-ensemble de gazoles qui peuvent quitter une installation du secteur pétrolier et être transportés dans d’autres installations  industrielles. Selon les renseignements déclarés en application de l’article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE (1999)] et d’autres sources de renseignements, ces gazoles sont transportés par les installations pétrolières vers d’autres installations industrielles par bateau et par camion; par conséquent, l’exposition dans l’environnement est possible.

D’après les résultats d’une comparaison des concentrations susceptibles d’entraîner des effets nocifs sur les organismes avec des niveaux d’exposition estimés et d’autres renseignements, ces gazoles présentent un faible risque d’effets nocifs sur la vie aquatique en raison de déversements dans les eaux relativement exiguës entourant un quai de chargement. L’estimation de la fréquence de déversements de volume suffisant pour être préoccupant pour l’environnement lors du chargement d’un navire est inférieure à un incident par année; pour le chargement des camions, cette valeur est à près de zéro incident préoccupant par année étant donné les faibles volumes transportés.

Selon les données contenues dans la présente évaluation préalable sur la fréquence et l’importance des déversements, ces substances présentent un faible risque d’effets nocifs sur les organismes ou sur l’intégrité globale de l’environnement. Il est conclu que les gazoles restreints aux industries (nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8) ne satisfont à aucun des critères énoncés aux alinéas 64a) et 64b) de la LCPE (1999), car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

La cancérogénicité constitue un effet critique pris en considération lors de la catégorisation initiale des gazoles restreints aux industries en se fondant principalement sur les classifications établies par des organismes internationaux. Plusieurs études sur le cancer menées sur des animaux de laboratoire ont révélé la formation de tumeurs cutanées après l’application répétée de la substance portant le numéro CAS 64741-59-9. Les gazoles restreints aux industries se sont avérés génotoxiques dans le cadre d’essais in vivo et in vitro, mais ils ne semblent pas avoir d’effets sur la reproduction ou le développement chez les animaux de laboratoire lorsqu’ils sont appliqués sur la peau. Il n’existe aucune étude sur la cancérogénicité par inhalation pour contribuer à déterminer le potentiel cancérogène de ces substances sur la population en général par suite d’une exposition par inhalation. Les données sur d’autres gazoles de l’approche pour le secteur pétrolier qui présentent des similarités du point de vue de leur traitement ainsi que de leurs propriétés physiques et chimiques ont été prises en compte afin de caractériser les effets sur la santé humaine.

Il existe une faible possibilité d’exposition de la population générale par inhalation de l’air ambiant contenant des vapeurs de gazoles en raison des gaz d’évaporation pendant le transport. Une comparaison des concentrations associées à un effet critique par inhalation et de la tranche supérieure des estimations de l’exposition par cette même voie donne des marges d’exposition qui sont jugées adéquates pour tenir compte de certaines incertitudes liées aux effets sur la santé et l’exposition. Comme la population générale n’est pas censée être exposée aux gazoles restreints aux industries par voie cutanée et par voie orale, on ne s’attend donc pas à ce qu’une exposition à de tels gazoles par ces voies présente un risque pour la santé humaine.

Selon les renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, il est conclu que les gazoles restreints aux industries (nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8) ne satisfont à aucun des critères énoncés à l'alinéa 64c) de la LCPE (1999) puisqu’ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Par conséquent, il est conclu que les gazoles restreints aux industries inscrits sous les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 ne satisfont à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999).

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Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 1999) exige que les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances qui satisfont aux critères de la catégorisation énoncés dans la Loi afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.

En se fondant sur l’information obtenue dans le cadre de la catégorisation, les ministres ont jugé qu’une attention hautement prioritaire devait être accordée à un certain nombre de substances, à savoir :

Un élément clé du Plan de gestion des produits chimiques du gouvernement du Canada est l'approche pour le secteur pétrolier (ASP), qui prévoit l'évaluation d'environ 160 substances pétrolières jugées hautement prioritaires. Ces substances sont principalement liées au secteur pétrolier et sont considérées comme des substances de composition inconnue ou variable, des produits de réaction complexes ou des matières biologiques (UVCB).

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCPE (1999) mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance satisfait aux critères de toxicité des substances chimiques au sens de l'article 64 de la Loi. Les évaluations préalables visent à examiner les renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur le poids de la preuve et le principe de prudence.[1]

Groupes de substances pétrolières

Les substances pétrolières hautement prioritaires sont divisées en neuf groupes de substances en fonction des similitudes qui existent quant à leur production, leur toxicité et leurs propriétés physicochimiques (tableau A1.1 de l'annexe 1). Afin de réaliser les évaluations préalables, chaque substance pétrolière hautement prioritaire a été placée dans une des cinq catégories (ou « classes »), selon sa production et son utilisation au Canada :

Classe 0 : Les substances qui ne sont pas produites par le secteur pétrolier ou qui ne sont pas commercialisées.
Classe 1 : Les substances restreintes aux installations, soit des substances qui ne sont pas censées être transportées à l’extérieur des raffineries, des usines de valorisation ou des usines de traitement du gaz naturel[2] .
Classe 2 : Les substances restreintes aux industries, c'est-à-dire les substances qui peuvent quitter une installation du secteur pétrolier et être transportées dans d'autres installations industrielles (par exemple, pour être utilisées comme matières premières, carburant ou substances de base), mais qui ne se retrouvent pas sur le marché public dans leur forme originale.
Classe 3 : Les substances principalement utilisées comme carburant par les industries et les consommateurs.
Classe 4 : Les substances susceptibles d'être présentes dans les produits offerts aux consommateurs.

Une analyse des données disponibles a permis de déterminer que 16 substances pétrolières du groupe 2 sont évaluées. Ces substances sont présentes dans cinq des neuf groupes suivants : mazouts lourds, gazoles, gaz de pétrole et de raffinerie, naphtes à faible point d'ébullition (NFPE) et pétrole brut.

La présente évaluation préalable porte sur deux gazoles restreints aux industries portant les numéros du registre du Chemical Abstracts Service (no CAS) 64741-59-9 et 64741-82-8. Ces substances ont été désignées comme présentant le plus fort risque d'exposition (PFRE) au cours de l'exercice de catégorisation, et on estime qu'elles présentent un risque élevé pour la santé humaine. Elles satisfont aux critères de catégorisation écologique relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. D'après les renseignements déclarés en application de l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2008, 2009) et d'autres sources d'information, ces substances peuvent être utilisées sur place ou être transportées à partir d'installations pétrolières à d'autres installations industrielles, mais elles ne sont pas vendues directement aux consommateurs.

Un gazole restreint aux installations a déjà été évalué dans le cadre du groupe 1, et onze autres sont évalués séparément, car ils appartiennent aux groupes 3 et 4 (voir ci-dessus).

Les effets sur la santé des gazoles restreints aux industries ont été évalués principalement à l'aide de données propres à deux numéros CAS (nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8), mais en tenant compte également des données concernant les effets sur la santé d'autres gazoles (p. ex. une approche « regroupée »).

Cette évaluation préalable prend en considération l'information sur les propriétés des produits chimiques, les utilisations, l'exposition et les effets, y compris les renseignements supplémentaires soumis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999). Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de ces substances sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d'évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et d'autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment, jusqu'en septembre 2011 en ce qui concerne les sections du document concernant l'exposition humaine, l'environnement et les effets sur la santé. Les études importantes ont été évaluées et utilisées de façon critique, dans la mesure du possible, et les résultats de modélisation ont servi à formuler des conclusions.

La caractérisation des risques pour l'environnement tient compte des données pertinentes au comportement environnemental, la persistance, la bioaccumulation et la toxicité combinées à une estimation de l'exposition des organismes non humains pouvant être touchés à partir d'importantes sources de rejets dans l'environnement. Afin de prédire le comportement global dans l'environnement et les propriétés de substances complexes comme ces gazoles restreints aux industries, des structures représentatives ont été sélectionnées à partir de chaque classe chimique qui se trouve dans les substances. Les conclusions sur les risques pour l’environnement se basent sur une estimation des concentrations dans l'environnement provenant des rejets dans l’environnement ainsi que du potentiel de ces concentrations d’avoir des effets néfastes sur les organismes non humains. De plus, on prend en compte d'autres éléments de preuve, notamment le devenir ainsi que la présence temporelle et spatiale dans l'environnement, et les propriétés dangereuses de la substance. Le but de la section écologique de l'évaluation préalable est de résumer les données les plus pertinentes sur le comportement dans l'environnement et les effets environnementaux, et ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Les gazoles restreints aux industries sont complexes et variables; et quelle que soit l'approche ou quel que soit le modèle, l'éventail de variables présentes dans ces substances ne sera pas entièrement représenté. Des modèles environnementaux et des comparaisons avec des substances pétrolières semblables peuvent avoir aidé à l'évaluation.

L’évaluation des risques pour la santé humaine tient compte des données utiles à l’évaluation de l’exposition de la population générale (exposition non professionnelle) ainsi que des données sur les effets pour la santé. Les effets sur la santé ont été évalués à partir de données toxicologiques recueillies pour les gazoles ayant une priorité élevée. Les décisions concernant les risques pour la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu et sur la marge entre les valeurs prudentes de concentration donnant lieu à des effets et les estimations de l'exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l'exposition et les effets, et ce, dans le contexte d'une évaluation préalable. L'évaluation préalable n’est pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire des renseignements essentiels à l'appui de la conclusion proposée.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d’Environnement Canada et elle intègre les résultats d’autres programmes exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d'une étude consignée par des pairs et d'une consultation de ces derniers. Des commentaires sur les parties techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part d'experts scientifiques désignés et dirigés par la Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA), notamment M. Thomas Booze, Ph. D. (Environmental Protection Agency de la Californie, Department of Toxic Substances Control), M. Michael Dourson, Ph. D. (TERA), M. Stephen Embso-Mattingly, Ph. D. (NewFields Environmental Forensics Practice, LLC) et M. Michael Jayjock, Ph. D. (The Lifeline Group). Bien que les commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l’évaluation préalable.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente ébauche d'évaluation préalable sont résumées ci-après.

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Identité de la substance

Les gazoles forment une catégorie de substances pétrolières utilisés principalement dans la production de carburants pour les moteurs diesel ainsi que pour le chauffage industriel et résidentiel. Certains de ces produits mélangés peuvent aussi être utilisés comme solvants (CONCAWE, 1996). La substance portant le no CAS 64741-59-9 est une combinaison complexe d'hydrocarbures dont le point d'ébullition se situe entre 179 °C et 382 °C et dont la chaîne carbonée comporte principalement de 9 à 25 atomes de carbone (CONCAWE, 1996; ECB, 2000; API, 2003a) (voir le tableau A2.1 à l'annexe 2). La substance portant le no CAS 64741-59-9 est habituellement composée en grande partie de composés aromatiques (60 à 72 %), le reste étant composé de différentes proportions d'alcanes, de cycloalcanes et d'alcènes. La substance portant le no CAS 64741-82-8 est constituée principalement d'hydrocarbures insaturés (aromatiques) dont la chaîne carbonée comporte principalement de 10 à 22 atomes de carbone, avec un point d'ébullition de 160 °C à 370 °C (CONCAWE, 1996; Shell, 2011).

Ces substances de composition inconnue ou variable, produits de réactions complexes ou matières biologiques sont des combinaisons complexes de molécules d'hydrocarbure, d'origine naturelle ou résultant de réactions chimiques et de processus qui ont lieu pendant le procédé de valorisation et de raffinage. Étant donné leurs compositions complexes et variables, dans la pratique, elles ne pourraient pas se former par la simple combinaison de composants individuels.

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Propriétés physiques et chimiques

La composition ainsi que les propriétés physiques et chimiques des gazoles diffèrent en fonction de la source de pétrole brut ou de bitume ainsi que des étapes de traitement (CONCAWE, 1996). Les propriétés physiques et chimiques générales des gazoles restreints aux industries sont présentées dans le tableau 1.

Tableau 1. Propriétés physiques et chimiques générales des gazoles restreints aux industries
Propriété Type Valeurs Température (°C) Références
Point d’ébullition (°C) Expérimental 160–382   CONCAWE, 1996; ECB, 2000;
API, 2003a
Densité (kg/L) Expérimental 0,84 à 0,97 15 CONCAWE, 1996
Pression de vapeur (Pa) Expérimental/modélisé 400 40 CONCAWE, 1996
Log Koe
(sans dimension)		 Expérimental/modélisé 3,9 - supérieur(e) à 6,0   CONCAWE, 1996
Abréviations : K co , coefficient de partage carbone organique-eau; K oe , coefficient de partage octanol-eau.

En règle générale, les gazoles contiennent des alcanes linéaires et ramifiés, des cycloalcanes, des hydrocarbures aromatiques et des mélanges de cycloalcanes aromatiques comportant de 9 à 25 atomes de carbone. Ceux qui sont soumis à un procédé de craquage (processus qui brisent les hydrocarbures à longue chaîne en hydrocarbures à chaînes plus courtes), comme ceux du présent rapport, contiennent habituellement certains hydrocarbures alcènes insaturés (CONCAWE, 1996], bien que les proportions des alcènes présents dans les substances portant les nos CAS précis représentent habituellement moins de 4 % de l'ensemble des substances. De plus, les plages des points d'ébullition déterminent la taille des hydrocarbures présents dans les substances ainsi que leur type.

Afin de prédire le comportement global dans l'environnement et le destin des substances complexes comme ces gazoles restreints aux industries, des structures représentatives ont été sélectionnées à partir de chaque classe chimique qui se trouve dans les substances. Vingt-sept structures représentatives ont été sélectionnées (voir le Tableau A2.2 de l'annexe 2) provenant de la base de données de PetroTox (2009). En choisissant les structures représentatives, la quantité de données disponibles, les plages des points d'ébullition et le nombre d'atomes de carbone ont été pris en compte. Les structures portant un no CAS ont été privilégiées. Étant donné que la composition de ces gazoles n'est pas bien définie et est variable, on ne considère pas que les structures représentatives doivent être proportionnelles aux concentrations réelles dans les substances. Le processus de sélection a donné lieu à des structures représentatives des alcanes, des isoalcanes, des cycloalcanes monocycliques et bicycliques, des polycycloalcanes, des cycloalcanes monoaromatiques et diaromatiques et des substances aromatiques à un, deux, trois et quatre cycles comportant de 9 à 20 atomes de carbone (voir le tableau A2.2 à l'annexe 2). Des données sur les propriétés physiques et chimiques de chaque structure représentative ont été rassemblées à partir d'ouvrages scientifiques et du groupe de modèles environnementaux inclus dans l'Estimation Programs Interface Suite (EPI Suite, 2008) de l'Environmental Protection Agency des États-Unis (USEPA) (tableau A2.2 dans l'annexe 2). Ce processus a été utilisé pour permettre l'évaluation de tous les gazoles (et autres substances pétrolières) dans le cadre de l'approche pour le secteur pétrolier.

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Sources

Les gazoles restreints aux industries faisant l'objet de la présente évaluation préalable sont produits dans les raffineries et les usines de valorisation canadiennes. Les descriptions des nos CAS (NCI, 2006) et les diagrammes caractéristiques des procédés de traitement (Hopkinson, 2008) indiquent l'origine de ces gazoles. Les renseignements fournis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) et d'autres sources d'information indiquent que les substances peuvent être des flux intermédiaires utilisés dans une installation ou transportés hors site (Environnement Canada 2008, 2009).

La substance portant le no CAS 64741-59-9 se forme par craquage catalytique de substances provenant de divers procédés de distillation et d'extraction (p. ex. désasphaltage en dissolution ou viscoréduction) dans une raffinerie.

La substance portant le no CAS 64741-82-8 est un distillat obtenu par craquage thermique (p. ex. cokéfaction ou viscoréduction) de résidus de distillation sous vide ou de cokéfaction du bitume et de résidus d'hydrocraquage.

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Utilisations

Selon les renseignements recueillis par l'entremise de l'Avis concernant certaines substances pétrolières de priorité élevée (Environnement Canada, 2008) et de l'Avis concernant certaines substances pétrolières de priorité élevée pouvant être limitées à l'industrie (Environnement Canada, 2009), publié en vertu de l'article 71 de la LCPE 1999, et d'autres sources d'information, les gazoles restreints aux industries faisant l'objet de la présente évaluation préalable sont utilisés sur place ou mélangés à d'autres substances qui quittent le site avec des nos CAS différents ou qui sont transportés vers d'autres installations industrielles. Même si plusieurs codes d'utilisation établis au cours de l'élaboration de la Liste intérieure des substances (LIS) ont été relevés pour ces substances, il a été déterminé à la suite des renseignements fournis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), des déclarations volontaires de la part de l'industrie, d'un examen approfondi de la littérature et de l'étude des fiches signalétiques que les gazoles restreints aux industries portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 peuvent quitter l'installation pétrolière et être transportés à une autre installation industrielle, où ils sont utilisés comme matières premières, mais ils ne se retrouvent pas sur le marché public dans leur forme originale.

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Rejets dans l’environnement

Les rejets porentiels de gazoles restreints aux industries comprennent des rejets dans les installations provenant d'activités associées au traitement de ces substances, ainsi que les rejets liés au transport de ces substances entre des installations industrielles.

En raison de la nature complexe de l'industrie pétrolière et de l'industrie de transport, ainsi que de l'ambiguïté de la documentation en ce qui concerne la terminologie essentielle à la compréhension des évaluations du groupe 2, il est important que les définitions propres à l'évaluation des substances pétrolières restreintes aux industries soient bien comprises. Le tableau 2 présente la terminologie propre à la présente évaluation.

Tableau 2. Définition des termes propres aux évaluations de substances pétrolières restreintes aux industries dans le cadre de l'approche pour le secteur pétrolier

Terminologie
Définition
Rejet
Terme générique pour définir une fuite, un déversement, un évent ou tout autre rejet d'une substance gazeuse ou liquide, incluant les rejets contrôlés et involontaires comme il est défini ci-dessous, mais n'incluant pas les événements catastrophiques.
Rejet contrôlé
Tout rejet prévu, que ce soit à des fins de sécurité ou d'entretien ou à d'autres fins, qui est considéré comme une opération de routine et réalisé dans un environnement contrôlé.
Rejet involontaire
Tout rejet imprévu d'une substance pétrolière. Les causes peuvent comprendre la défaillance de l'équipement, des pratiques d'entretien inappropriées, un manque de pratiques opérationnelles adéquates, des conditions météorologiques défavorables ou d'autres facteurs imprévus, mais il peut également s'agir d'une activité régulière des opérations normales. Les deux catégories suivantes sont comprises dans les rejets involontaires : (1) les déversements ou fuites involontaires résultant du traitement, de la manutention et du transport d'une substance pétrolière (les industries sont en mesure de contrôler ces déversements ou fuites); (2) les rejets accidentels qui peuvent ne pas être contrôlés par les industries. Seuls les déversements ou fuites involontaires (catégorie 1 définie ci-dessus) sont pris en compte dans l'évaluation du potentiel des substances pétrolières restreintes aux industries à causer des dommages écologiques.
Rejet fugitif
Un type précis de rejet involontaire. Cela correspond à un rejet involontaire, qui a lieu dans des conditions normales d'exploitation, d'une substance gazeuse dans l'air ambiant. Ce rejet peut se produire de manière régulière. Les émissions fugitives peuvent être réduites, mais ne peuvent pas être entièrement évitables, en raison des propriétés physiques et chimiques de la substance, de la conception de l'équipement et des conditions d'exploitation. Les gaz d'évaporation émis pendant le transport des substances pétrolières sont des émissions fugitives qui sont prises en considération dans l'analyse de l'exposition humaine visant à évaluer les effets nocifs potentiels de la substance sur la santé humaine.

Rejets potentiels sur place

Les rejets possibles de gazoles à partir des raffineries et des usines de valorisation peuvent être définis comme étant des rejets contrôlés ou involontaires. Les rejets contrôlés sont des rejets prévus provenant des soupapes de surpression, des vannes d'aération et des systèmes de vidange, que ce soit par mesure de sécurité ou au cours d'activités d'entretien. Les rejets involontaires prennent habituellement la forme de déversements ou de fuites liés à divers équipements, valves, canalisations ou brides. Les opérations des raffineries et des usines de valorisation sont strictement réglementées et des exigences réglementaires sont établies par diverses autorités. De plus, des mesures volontaires non réglementaires mises en œuvre par l'industrie pétrolière sont en place pour gérer ces rejets (SENES, 2009).

Rejets contrôlés

Les gazoles restreints aux industries faisant l'objet de la présente évaluation préalable proviennent d'une colonne de distillation sous forme de distillat. Par conséquent, les rejets contrôlés de ces substances peuvent se produire aux soupapes de surpression, aux vannes d'aération et aux systèmes de vidange de la tuyauterie ou des réservoirs où ces flux sont générés.

Dans des conditions de fonctionnement normal, les rejets contrôlés de gazoles seraient récupérés dans un système fermé[3] et selon des procédures définies, puis seraient retournés à l'installation de traitement ou à l'installation de traitement des eaux usées. Dans les deux cas, on ne s'attend pas à ce que l'ensemble de la population ou de l'environnement soit exposé à ces gazoles restreints aux industries.

Rejets exceptionnels

Les rejets involontaires (y compris les rejets fugitifs) sont liés à l’équipement (p. ex. les pompes, les réservoirs de stockage), aux vannes, aux canalisations, aux brides, etc. pendant le traitement et la manipulation des substances pétrolières, et ils peuvent être plus fréquents dans le cas de pratiques inappropriées d’entretien ou d’exploitation. Il existe des mesures réglementaires et non réglementaires pour réduire ces événements dans les raffineries et les usines de valorisation des produits pétroliers (se reporter à l'annexe 3 [SENES, 2009]). Ces mesures sont conçues pour une application générale plutôt que particulière à une substance afin de limiter les rejets non habituels de toutes les substances dans le secteur pétrolier.

Conclusion pour les rejets potentiels sur place

Selon l'information présentée dans cette évaluation préalable et dans l'évaluation préalable des gazoles (restreints aux installations) du groupe 1, on ne s'attend pas à ce que la population générale ou l'environnement soient exposés aux rejets sur place (rejets contrôlés ou involontaires) des gazoles restreints aux industries.

Rejets potentiels provenant du transport

Ces gazoles restreints aux industries peuvent être transportés entre installations; par conséquent, des rejets peuvent également survenir pendant le transport. En général, le transport des substances pétrolières est réparti en trois procédures d'exploitation : le chargement, le transport et le déchargement. Les modes de transport mentionnés dans les renseignements fournis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2009) et dans d'autres sources d'information sont le bateau et le camion; toutefois, les volumes transportés par camion sont si petits qu'ils ne justifient pas une estimation des rejets dans le sol.

La manipulation des substances pétrolières sur site aux fins de transport est souvent réglementée aux échelles fédérale et provinciale/territoriale par des lois qui couvrent le chargement et le déchargement (voir l'annexe 3).

Le stockage de gazoles restreints aux industries peut être nécessaire avant le transport hors site. Toutefois, l'ensemble de la population à proximité du lieu d'entreposage ne serait pas exposé à des vapeurs de gazoles restreints aux industries en soi, mais à plutôt une combinaison de composés volatils produits par toutes les hydrocarbures présents dans le lieu d'entreposage ou même dans l'ensemble des installations pétrolières. Tous les rejets produits pendant le stockage, par exemple les fuites, les déversements et les pertes pendant la respiration (expulsion de la vapeur en raison de changements dans les températures et la pression) sont semblables à d'autres rejets potentiels sur place et ne sont pas abordés davantage dans la présente évaluation préalable.

Les réservoirs et les contenants utilisés pour le transfert de substances pétrolières sont habituellement des récipients réservés à cette fin; le lavage ou le nettoyage n'est donc pas requis de manière régulière (USEPA, 2008a; OCDE, 2009). Par conséquent, on s'attend à ce que l'exposition de l'ensemble de la population et de l'environnement des installations de nettoyage soit négligeable en ce qui a trait aux gazoles restreints aux industries faisant l'objet de la présente évaluation. Les installations de nettoyage doivent répondre aux normes de rejet locales et provinciales en ce qui a trait au traitement des eaux ménagères.

Estimation des rejets

Les renseignements sur les quantités de transport et les modes de transport pertinents ont été recueillis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2009) et d'autres sources d'information.Le transport par bateau a été le seul mode de transport pertinent relevé, puisque le transport par camion a été utilisé uniquement pour de très petites quantités.

Deux types de rejet peuvent survenir pendant le transport et sont pris en compte dans la présente évaluation préalable. Il s'agit de gaz d'évaporation et de rejets involontaires (p. ex. déversements ou fuites) pendant les processus de manipulation et de transit.

Les gaz d'évaporation sont semblables aux pertes par respiration de substances organiques provenant des réservoirs de stockage. La quantité perdue dépend de la volatilité des substances, de la température ou des variations de la pression qui ont lieu pendant le transport, ainsi que de l'étanchéité des navires de transport et des paramètres des valves. L'air ambiant est le milieu récepteur des gaz d'évaporation.

En général, les rejets involontaires de gazoles liés à des déversements pénètrent dans l'eau ou le sol, selon les modes de transport en cause. En raison de la volatilité relativement faible des substances contenant des gazoles, tel qu'il est défini par leurs propriétés physiques et chimiques, les émissions atmosphériques par évaporation provenant de déversements seraient proportionnellement inférieures aux quantités rejetées dans l'eau et le sol.

Les rejets potentiels liés au transport par bateau de ces gazoles ont été estimés au moyen de l'analyse des données historiques sur les déversements (de 2000 à 2009) tirées de la base de données sur les déversements d'Environnement Canada (Environnement Canada, 2011). Aucun déversement de « gazoles » n'a été répertorié dans la base de données, mais on a signalé des rejets de diesel (déclarés comme diesel ou carburant diesel), de mazout léger ou de distillats du pétrole qui peuvent comprendre des déversements de ces gazoles restreints aux industries en raison de leurs similitudes. Les données extraites ont été analysées en vue de retirer les entrées en double, où il s'agissait d'un exercice de formation sur les carburants diesels connus ou les urgences environnementales. Les déversements de moins de 10 L n'ont pas été inclus dans les estimations de rejet puisqu'il est probable que ces déversements étaient liés à l'utilisation commerciale de carburant diesel plutôt qu'au transport de gazoles. Les déversements pour lesquels les collisions, les conditions routières médiocres et les conditions météorologiques défavorables ont été indiqués étant comme la source, la cause ou la raison du déversement n'ont pas été inclus dans l'estimation des rejets, comme ils ne sont pas jugés évitables en ce qui concerne le chargement, le déchargement et le transport de ces gazoles.

Les données relatives aux déversements dont les volumes sont connus ont été recueillies partout au Canada par la base de données sur les déversements d'Environnement Canada entre 2000 et 2009; des données ont été recueillies sur des déversements d'environ 2 000 litres de mazout léger, de carburant diesel et de distillats du pétrole, survenus lors de 36 incidents qui ont eu lieu dans des zones marines d'intérêt (Environnement Canada, 2011). De nombreux autres rapports de la base de données ne proposaient aucune estimation du volume rejeté dans l'environnement. Afin de tenir compte de la sous-estimation des volumes rejetés, les volumes totaux estimés ont été extrapolés en supposant que la distribution des volumes rejetés déclarés était représentative de tous les rejets (voir le tableau A4.1 à l'annexe 4). De 2000 à 2009, le volume total extrapolé des déversements de mazout léger, de carburant diesel et de distillats du pétrole dans l'eau salée était de 5 200 litres, pour 36 déversements.

La base de données sur les déversements ne contenait pas de renseignements sur les rejets de mazout léger, de carburant diesel et de distillats du pétrole déversés dans l'eau salée pour les zones marines d'intérêt lors du transport par bateau. Par conséquent, ces rejets  n'ont pas été pris en compte pour un scénario de rejet en mer.

De plus, puisqu'il n'y a aucune distinction dans la base de données quant à savoir si les déversements ont eu lieu pendant le chargement, le transport ou le déchargement, le volume de déversement moyen a été utilisé pour les scénarios de chargement et de déchargement. Dans le cas du chargement et du déchargement d'un bateau, on s'attend à un volume total déversé extrapolé de 5 168 litres/36 déversements = 144 litres/déversement (122 kg, à raison d'une densité moyenne de 0,85 kg/L) (CONCAWE, 1996) dans les eaux marines.

Ces chiffres de rejets de carburant diesel et de distillat de pétrole sont considérés comme une estimation faible des rejets réels, étant donné que les provinces et territoires n'ont pas tous déclaré leurs déversements à Environnement Canada tous les ans, et certaines provinces et territoires ont des quantités minimum de déversements à déclarer (voir le tableau A4.2 dans l'annexe 4). Toutefois, ces données comprendraient également les déversements de substances pétrolières autres que celles visées par les deux numéros CAS en cours d'évaluation dans le cadre du présent rapport.

La majorité des rejets de carburant diesel, de mazout léger et de distillat de pétrole dans les eaux marines sont produits par les véhicules automobiles de type inconnu, qui représentent 85 % du volume total déversé. Les rejets produits par les usines industrielles et autres embarcations représentaient 9 % du volume (voir le tableau A4.2a). Les déversements de source inconnue représentaient les derniers 6 % du volume déversé. Les autres sources de déversement comprenaient les terminaux maritimes, les pipelines, les camions-citernes, camion-citerne marins et autres.

Les données de la base de données sur les déversements d'Environnement Canada ont également été analysées pour connaître les causes de déversement de carburant diesel, de mazout léger et de distillats de pétrole (tableau A4.2b dans l'annexe 4 ); on a découvert que les déversements de source « inconnue » et « autres » comptaient pour 87 % du volume rejeté, tandis que les déversements causés par les fuites, rejets et valves de conteneurs représentaient les 13 % restants du volume.

L'analyse des données sur les causes des déversements de carburant diesel, de mazout léger et de distillats de pétrole (voir le tableau A4.2c à l'annexe 4) a révélé que la majorité des rejets étaient de source « inconnue » ou « autre », pour 90 % de déversements. Les erreurs humaines et le vandalisme comptaient pour 10 % du volume. Les défaillances d’équipement et de matériel, la corrosion et les affaissements du sol faisaient également partie des sources des déversements, mais ils constituaient une petite partie du volume global.

Aux fins d'évaluation de l'exposition potentielle de l'environnement provenant du transport des gazoles restreints aux industries, l'évaluation écologique porte sur les rejets involontaires dans l'eau. En comparaison, l'évaluation de l'exposition potentielle de la population générale provenant du transport des gazoles restreints aux industries est axée sur les émissions par évaporation, qui surviennent pendant les activités de fonctionnement normal.  Des déversements surviennent pendant le transit et les activités de chargement et de déchargement, mais on considère que ces déversements surviennent de façon non régulière ou non prévisible dans des emplacements distincts, et ne sont donc pas pris en considération dans l'évaluation de l'exposition de la population générale.

En outre, en raison de la volatilité relativement faible des gazoles restreints aux industries (voir le tableau 1), ainsi que des lois pertinentes et des pratiques exemplaires actuellement en place pour la manipulation sur place de ces gazoles restreints aux industries (voir l'annexe 3), on ne s'attend pas à une exposition humaine non professionnelle provenant du chargement et du déchargement, et ce type d'exposition n'est pas pris en compte dans l'évaluation de l'exposition humaine.

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Devenir dans l’environnement

Lorsque des substances pétrolières sont rejetées dans l'environnement, quatre processus de devenir importants surviendront : dissolution dans l'eau, volatilisation, biodégradation et adsorption. Ces processus entraîneront des changements dans la composition de ces substances UVCB. Dans le cas de déversements dans le sol ou les surfaces d'eau, la photodégradation peut également être importante.

Les taux de dissolution dans l'eau ou la volatilisation des composants individuels du pétrole sont retardés par la nature complexe de ces mélanges pétroliers. La solubilité et la volatilité des composants individuels dans les mélanges sont proportionnelles à la solubilité ou à la volatilité des composants sous leur forme pure et leur concentration dans le mélange. La solubilité et la volatilité d'un composant diminuent lorsque le composant se trouve dans un mélange (Banerjee, 1984; Potter et Simmons, 1998).

Chacun des processus de devenir ont des répercussions différentes sur les familles d'hydrocarbures. Les composés aromatiques tendent à être plus hydrosolubles que les composés aliphatiques ayant le même nombre d'atomes de carbone, alors que les composés aliphatiques tendent à être plus volatiles (Gustafson et al., 1997). Par conséquent, lorsqu'un mélange pétrolier est rejeté dans l'environnement, il est probable que les contaminants principaux de l'eau soient des composés aromatiques et que les composés aliphatiques soient les contaminants principaux dans l'air (Potter et Simmons, 1998). La tendance relative à la volatilité par classe de composant est comme suit : alcènes ≈ alcanes supérieur(e) à composés aromatiques ≈ cycloalcanes. Les composants les plus solubles et les plus volatils ont la plus faible masse moléculaire; il y a donc un passage général à des composants à masses moléculaires plus élevées dans les matières résiduelles.

Il y a presque toujours biodégradation lorsque des mélanges pétroliers sont rejetés dans l'environnement. Il a été largement démontré que presque tous les sols et sédiments ont des populations de bactéries et d'autres organismes qui peuvent dégrader des hydrocarbures pétroliers (Pancirov et Brown, 1975). Deux facteurs clés qui déterminent les taux de dégradation sont l'alimentation en oxygène et la structure moléculaire. Bien que la dégradation survient à la fois en présence et en l’absence d’oxygène, la dégradation est plus rapide en conditions aérobies. Les tendances à la baisse des taux de dégradation selon la structure sont les suivantes (Potter et Simmons, 1998) :

  1. les n-alcanes (particulièrement ceux ayant de 10 à 25 atomes de carbone sont facilement dégradés);
  2. isoalcanes;
  3. alcènes;
  4. benzène, toluène, éthylbenzène et xylènes (BTEX) [lorsque ces substances sont présentes en concentrations qui ne sont pas toxiques pour les micro-organismes];
  5. monoaromatiques;
  6. hydrocarbures aromatiques polynucléaires (polycycliques) (HAP);
  7. cycloalcanes à masse moléculaire élevée (qui peuvent se dégrader très lentement) [Pancirov et Brown, 1975].

La modélisation de la fugacité de niveau III pour les structures représentatives qui se trouvent dans les substances du groupe des gazoles a été effectuée au moyen du modèle EQC (2003) (tableau A5.1 dans l'annexe 5), selon leurs propriétés physiques et chimiques qui sont indiquées dans le tableau A2.2 (voir l'annexe 2).

En cas de rejet dans l'air seulement, la majorité des structures représentatives de gazoles composées de 9 à 15 atomes de carbone demeureront dans l'air. De plus, certains des composants avec 18 à 20 atomes de carbone resteront principalement dans l'air, à l'exception des alcanes, des cycloalcanes bicycliques, des polycycloalcanes et des cycloalcanes monoaromatiques. Les structures représentatives volatiles faibles à 20 atomes de carbone se répartiront principalement dans le sol et les sédiments.

Si elles ne sont rejetées que dans l'eau, la majorité des structures représentatives à 10 atomes de carbone demeureront principalement dans l'eau, avec d'infimes quantités qui s’évaporeront. Les n-alcanes à 10 atomes de carbone se répartiront également dans l'eau et les sédiments (voir le tableau A5.1 de l'annexe 5). On s'attend à ce que la majorité des structures représentatives de 15 à 20 atomes de carbone se répartissent surtout dans les sédiments en fonction de leur plus haute plage de valeurs du log co (tableau A5.1 de l'annexe 5). Les exceptions sont les cycloalcanes diaromatiques à 15 atomes de carbone ainsi que les cycloalcanes aromatiques bicycliques et tricycliques, qui se répartiront également dans l'eau et les sédiments s'ils ne sont rejetés que dans l'eau (tableau A5.1 de l'annexe 5). Le modèle EQC prévoit peu de pertes de l'eau à l'air malgré la constante de la loi de Henry élevée pour bon nombre des structures représentatives.

Les propriétés physiques et chimiques de la substance portant le no CAS 64741-59-9 sont similaires à celles du carburant diesel. Fingas (2001) a estimé que 60 % d'un carburant diesel s'évapore dans les 48 heures à 15 °C, ce qui donne permet probablement d'estimer la portée de l'évaporation de la substance portant le no CAS 64741-59-9.

S'ils sont rejetés dans le sol, tous les composants des gazoles devraient demeurer principalement dans le sol. Un tel comportement dans le sol est dû à l'adsorption qui est élevée au point d'être relativement immobile pour les structures les plus importantes, selon la plage estimée des valeurs du log Kco  (tableau A2.2 de l'annexe 2). La volatilisation à partir des surfaces de sol humides devrait être un processus important du devenir pour de nombreux composants, d'après la constante de la loi de Henry estimée à plus de 100 Pa·m3/mol (tableau A2.2 de l'annexe 2); toutefois, les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003) indiquent que ce processus ne se produit pas facilement pour de nombreux composés de gazoles. Cela s'explique par l'opposition entre les processus d'adsorption et de volatilisation.

Les estimations de fugacité dans le sol ne tiennent pas compte des situations où des quantités importantes d'un mélange d'hydrocarbures pénètrent le sol. Lorsque la matière organique du sol et d'autres sites d'absorption dans le sol sont entièrement saturés, les hydrocarbures commencent à former une phase séparée (liquide en phase non aqueuse ou liquide non aqueux) dans le sol. À des concentrations inférieures à la capacité de rétention des hydrocarbures dans le sol (Arthurs et al., 1995), le NFPE sera immobile; c'est ce que l'on appelle un liquide non aqueux résiduel (Brost et DeVaull, 2000). Au-dessus de la capacité de rétention, le liquide non aqueux devient mobile et se déplacera dans le sol (Arthurs et al., 1995; Brost et DeVaull, 2000). D'après une étude menée par Brost et DeVaull (2000), les liquides non aqueux des produits pétroliers dont la densité se situe dans la même plage de densités que le carburant diesel, par exemple l'essence, deviendront mobiles dans le sol à une concentration variant entre 7 700 et 34 000 mg/kg poids sec, selon le type de sol. Au-delà de cette plage, ils se déplacent dans le sol grâce à l'effet de la gravité.

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Persistance et bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Dans l'eau, les valeurs de demi-vie par hydrolyse ne pouvaient pas être estimées pour les hydrocarbures par l'entremise du modèle HYDROWIN (2008). Les alcanes, les alcènes, les benzènes, les biphényles, les HAP et les HAP hétérocycliques sont tous résistants à l'hydrolyse (Lyman et al., 1990).

Étant donné qu’il n’y avait pas de données empiriques sur la dégradation de ces gazoles considérés comme des mélanges complexes, une méthode du poids de la preuve reposant sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA) (Environnement Canada, 2007) a été utilisée avec les modèles de dégradation BIOHCWIN (2008), BIOWIN 3, 4, 5 et 6 (2009), CATABOL (c2004-2008) et TOPKAT (2004) (voir le tableau A5.2 à l'annexe 5).

La biodégradation primaire (d'après les estimations effectuées à l'aide des modèles BIOWIN 4 et BIOHCWIN) est la transformation d'un composé d'origine en métabolite initial. La biodégradation ultime (selon les estimations effectuées à l'aide des modèles BIOWIN 3, 5 et 6, CATABOL et TOPKAT) est la transformation d'un composé d'origine en dioxyde de carbone et en eau, en minéraux d'oxyde d'autres éléments présents dans le composé d'essai et en nouveaux matériaux de cellules (EPI Suite, 2008). Le modèle BIOHCWIN (2008) est un modèle de biodégradation propre aux hydrocarbures pétroliers. Les résultats de tous les modèles basés sur MITI (BIOWIN 5 et 6) se situent dans les domaines d'applicabilité. Les résultats modélisés qui n'étaient pas pertinents au domaine d'étude n'ont pas été pris en considération pour déterminer la persistance des composants.

Pour un bon nombre de composants comportant de 9 à 20 atomes de carbone, les modèles de biodégradation primaire et ultime conviennent que ces composés se dégradent rapidement et ne devraient pas être persistants (voir le tableau A5.2 à l'annexe 5). Les éléments suivants montrent la persistance dans l'eau (demi-vie supérieur(e) ou égal(e) à 182 jours), selon le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation [Canada, 2000]) dans l'environnement : cycloalcanes bicycliques C15–C20, polycycloalcanes C14–C22, cycloalcanes monoaromatiques C15–C20, aromatiques bicycliques C15, cycloalcanes diaromatiques C12 et aromatiques à quatre cycles C16.

Selon un ratio d’extrapolation de 1:1:4 pour la demi-vie associée à la biodégradation dans l’eau, le sol, les sédiments (Boethling et al., 1995), la demi-vie dans le sol pour les structures représentatives les plus importantes ( supérieur(e) à C12) est aussi supérieure ou égale à 182 jours et la demi-vie dans les sédiments est supérieure ou égale à 365 jours.

La proportion de ces gazoles qui devrait être persistante ne peut pas être précisément déterminée, puisque les renseignements sur la composition de ces nos CAS ne sont pas disponibles. Les rares renseignements sur la composition de ces deux nos CAS indiquent que la teneur en aromatiques peut représenter jusqu'à 80 % du poids portant le no CAS 64741-59-9 et jusqu'à 43 % du poids du no CAS 64741-82-8 (API 1987, 2003a). De plus, un gazole type a un contenu total de cycloalcanes de 8 à 10 %.

AOPWIN (2008) est un modèle permettant de calculer les demi-vies par oxydation atmosphérique de composés en contact avec des radicaux hydroxyles dans la troposphère sous l'influence de la lumière du soleil. Les niveaux d'oxydation atmosphérique ont été calculés pour toutes les structures représentatives. Selon ce modèle, les composés des gazoles se dégraderont rapidement par l'entremise d'interactions avec les radicaux hydroxyles présents dans l'air avec des demi-vies supérieures à une journée (voir le tableau A5.3 de l'annexe 5).

Conclusion de la persistance :

D'après les résultats du modèle AOPWIN (2008), il y aurait un processus d'élimination relativement rapide si ces gazoles étaient rejetés dans l'atmosphère, si l'on se base sur les demi-vies par oxydation inférieures à une journée. En ce qui a trait à la modélisation de la biodégradation primaire et ultime, les cycloalcanes bicycliques C15–C20 , les polycycloalcanes C14–C22 , les cycloalcanes monoaromatiques C15–C20 , les cycloalcanes aromatiques à deux cycles C15, les cycloalcanes diaromatiques C12 et les substances aromatiques à quatre cycles –C16 présents dans ces gazoles atteignent les critères de persistance dans l'eau, le sol et les sédiments (demi-vie dans le sol et l'eau supérieur(e) ou égal(e) à 182 jours, et demi-vie dans les sédiments supérieur(e) ou égal(e) à  365 jours). Les cycloalcanes représentent une portion relativement petite (de 8 à 10 %) des gazoles. Il n'y a pas de renseignements détaillés sur la teneur précise en aromatiques de ces gazoles; toutefois, la substance portant le no CAS 64741-59-9 peut en comprendre jusqu'à 80 %. Par conséquent, on s'attend à ce que ces gazoles contiennent une proportion de composants qui satisfont aux critères de persistance énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

Facteurs de bioconcentration (FBC) et facteurs de bioaccumulation (FBA)

Études expérimentales

Étant donné qu'aucune donnée empirique sur la bioaccumulation des gazoles ou de ses composants n'a été trouvée, les données empiriques sur la bioaccumulation des composants du carburant diesel et du mazout no 2 ont été utilisées dans une technique de lecture croisée. Une méthode prédictive fondée sur un modèle du facteur de bioconcentration (FBC) ou de bioaccumulation (FBA) a également été appliquée (Arnot et Gobas, 2003, 2004). Selon le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), une substance est bioaccumulable si ses facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration sont supérieur(e) ou égal(e) à 5 000. Toutefois, le calcul des facteurs de bioaccumulation est la mesure préconisée pour évaluer le potentiel de bioaccumulation des substances. En effet, le facteur de bioconcentration ne prend pas en compte de manière adéquate le potentiel de bioaccumulation des substances par l'alimentation, lequel est un facteur majeur pour les substances dont le log Koe est supérieur à ~4,5 (Arnot et Gobas, 2003).

Neff et al., (1976) ont exposé des myes (Rangia cuneata), des huîtres (Crassostrea virginica) et des poissons (Fundulus similus) à la fraction soluble dans l'eau du mazout no 2 (concentration totale de naphtalènes de 0,41 kg/L [2 ppm]) pendant deux heures; ils ont fait suivre cette exposition par une dépuration des hydrocarbures pendant 366 heures. Tous les organes étudiés montraient une accumulation rapide de naphtalènes dans la période d'exposition de deux heures; la vésicule biliaire et le cerveau des poissons ont accumulé les concentrations les plus élevées. Les FBA de naphtalènes dans les myes variaient entre 2,3 et 26,7 L/kg (en poids humide) (tableau A5.4 de l'annexe 5). Le rejet de naphtalènes par les poissons a commencé immédiatement après le transfert à de l'eau douce, et a atteint des niveaux non détectables après 366 heures (environ 15 jours).

Peterson et Kristensen (1998) ont exposé les œufs et les larves de poisson zèbre (Brachydanio rerio) et les larves de la morue (Gadus morhua), du hareng (Clupea harengus) et du turbot (Scophthalmus maximus) à des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) (naphthalène et phénantrène) étiquetés C14. Les expériences ont été effectuées dans un système d'essai semistatique et n'ont pas atteint un équilibre stable au cours de l'étape embryonnaire, sauf pour le naphtalène. Des facteurs de bioconcentration élevés n'ont pas été trouvés dans tous les cas, ce qui indique que la bioaccumulation peut se produire pendant les premiers stades de vie, étant donné que les larves de poisson ont des teneurs en lipides supérieures et des capacités métaboliques plus faibles que les poissons juvéniles ou adultes.

Burkhard et Lukasewycz (2000) ont réuni des données sur les tissus de poissons (touladis (Salvelinus namaycush) ainsi que sur les concentrations des HAP dans l'eau et les sédiments à partir de trois ouvrages publiés, et ont utilisé les données pour calculer les facteurs de bioaccumulation. Les facteurs de bioaccumulation pour les HAP chez ces poissons étaient de 87 et de 1 550 L/kg en poids humide pour les phénanthrènes et les fluoranthènes, respectivement (tableau A5.4 de l'annexe 5). Burkhard et Lukasewycz (2000) remarquent qu'il existe une incertitude importante dans les facteurs de bioaccumulation pour le phénanthrène et le fluoranthène, puisque ces deux substances chimiques étaient présentes dans les tissus à des concentrations supérieures à la limite de détection de la méthode.

Hardy et al., (1974) ont mené une expérience qui consistait à introduire dans l'alimentation de la morue (Gadus morhua) des doses uniques d'hexadécane (un n-alcane comportant 16 atomes de carbone) et à faire un suivi des métabolites. Une concentration inchangée d'hexadécane a été détectée dans le foie. Hardy et al., (1974) laissent entendre que ces résultats ne correspondent pas à la transformation métabolique élevée de l'hexadécane dans le foie de morue, et que les n-alcanes étaient déposés de préférence dans le foie des morues, plutôt que dans la chair. Cependant, le foie est le principal site de biotransformation chimique, donc des concentrations plus importantes sont à prévoir. Cravedi et Tulliez (1981) ont administré des doses de dodécylecyclohexane à des truites arc-en-ciel (un cycloalcane alkylé comportant 18 atomes de carbone) et étudié leur élimination et métabolisme chez les poissons. Près de 75 % de la dose a été absorbée. Une source majeure d'élimination de la substance non modifiée était par les branchies. Des quantités considérables ont aussi été métabolisées en acides gras et réparties dans le corps, et une proportion de 14 % de la substance a été excrétée dans l'urine (Cravedi et Tulliez, 1981).

Cravedi et Tulliez (1983) ont également étudié l'absorption alimentaire de 1 % n-alcanes comportant de 13 à 22 atomes de carbone dans la truite arc-en-ciel pendant sept mois. Les truites arc-en-ciel ont reçu une dose totale de 10 000 ppm de n-alcanes dans l'alimentation, et ont montré une fixation préférentielle de n-alcanes comportant de 13 à 14 atomes de carbone dans les tissus adipeux. La masse moyenne accumulée de n-alkanes était de 958 ppm par poisson, correspondant à un FBC calculé (régime alimentaire) de 0,1. Les alcanes ayant plus de 16 atomes de carbone étaient bien retenus (plus de 60 % des n-alcanes accumulés étaient présents après 8 semaines de dépuration), tandis que les concentrations de n-alcanes ayant moins de 16 atomes de carbone diminuaient plus rapidement (on a observé la présence de 20 à 50 % de cette substance après 8 semaines de dépuration).

Colombo et al., (2007) ont étudié la dynamique de la bioaccumulation des n-alcanes comportant de 12 à 25 atomes de carbone et des hydrocarbures aliphatiques indéfinis (mélange complexe indéterminé) dans un poissondétritivore (Prochilodus lineatus) prélevés dans les eaux côtières de Buenos Aires touchées par les eaux usées. Les muscles des poissons contenaient de grandes quantités de  n-alcane comportant de 12 à 25 atomes de carbone et des mélanges complexes indéterminés aliphatiques, ce qui reflète la bioaccumulation chronique des combustibles fossiles provenant des matières particulaires des eaux d'égout. La composition des hydrocarbures dans les muscles des poissons a été enrichie en n-alcanes comportant de 15 à 17 atomes de carbone provenant du brut récemment déversé et de la sédimentation des particules. Les facteurs de bioaccumulation (FBA : de 0,4 à 6,4 en poids sec ou de 0,07 à 0,94 en lipides/carbone organique) comparés au log Koe ont montré une tendance parabolique atteignant un maximum à C14-C18.

McCain et al., (1978) ont signalé que le 1-méthylnaphthalène, le 2-méthylnaphthalène et le 1,2,3,4-tétraméthylbenzène s'accumulaient dans le carlottin anglais (Parophrys vetulus) de manière importante comparativement à d'autres composants du pétrole à partir des sédiments contaminés par le pétrole. Les charges tissulaires des hydrocarbures baissaient en fonction d'un temps d'exposition plus important, de telle sorte qu'après 27 jours d'exposition, seul le foie présentait une charge d'hydrocarbures détectable. McCain et al., (1978) ont laissé entendre que l'induction du système enzymatique aryl-hydrocarbone-hydroxylase aboutissait à l'élimination des hydrocarbures.

Weinstein et Oris (1999) ont découvert que le fluoranthène présentait un potentiel de bioconcentration (FBC : 9 054 L/kg) chez les têtes-de-boule (Pimephales promelas) de quatre jours après seulement 24 heures d'exposition.  Ils ont fait remarquer que l’âge des poissons a probablement influé sur la capacité à éliminer le fluoranthène, et que les poissons plus vieux et plus matures avaient peu de chances de bioaccumuler des HAP. Weinstein et Oris (1999) ont utilisé un système de renouvellement statique qui est moins préférable que les conceptions dynamiques où les expositions constantes peuvent être maintenues. Par conséquent, cette étude a été considérée comme étant de fiabilité faible. Cependant, l'étude démontre que la bioaccumulation est importante pour la toxicité dans les stades précoces de la vie (Weinstein et Oris, 1999). En revanche, De Maagd (1996) a mesuré un facteur de bioconcentration de 3 388 L/kg en poids humide pour le fluoranthène chez les tête-de-boule adultes.

Les poissons arc-en-ciel (Poecilia reticulata) bioconcentraient le pyrène, produisant des FBC entre 4 786 et 11 300 L/kg en poids humide (selon le type d'essai) après une exposition de 48 heures, tandis que les HAP plus légers avaient des FBC plus faibles (de 1 050 à 2 238 L/kg en poids humide) pour le fluorène, et de 4 550 à 7 244 l/kg en poids humide pour l'anthracène) (De Voogt et al.,  Pour les poissons, seulement 70 % de l'anthracène a été dépuré dans 200 heures et seulement 20 % de fluorène a été dépuré dans 200 heures. Le résultat du FBC pour l'anthracène par Voogt et al., (1991) n'a pas été jugé fiable pour déterminer le potentiel de bioconcentration de cette substance en raison du manque de preuves indiquant qu'un équilibre stable avait été atteint dans les 48 heures d'exposition.

Jonsson et al., (2004) ont utilisé une étude à long terme (sur 36 jours) afin de déterminer l'effet de la bioconcentration du pyrène chez les menés tête-de-mouton (Cyprinodon variegatus). Les poissons ont atteint un état d'équilibre après 4 à 7 jours d'exposition. Le FBC était de 2 700, ce qui était probablement lié à la biotransformation des HAP par les poissons.

En général, les études portant sur les mollusques présentaient un potentiel élevé de bioconcentration pour les HAP. Cela peut être causé par les taux de dépuration relativement lents comparativement aux études sur les poissons associées à une absorption plutôt rapide. D'autres travaux ont démontré que les facteurs de bioconcentration des HAP dans les mollusques et certains crustacés sont nettement plus élevés que chez les poissons (tableau A5.5 à l'annexe 5). Par exemple, contrairement aux poissons et à certains crustacés, les mollusques ne sont pas en mesure de métaboliser rapidement des hydrocarbures aromatiques, et l'accumulation peut se produire dans des tissus stables à faible taux de roulement d'hydrocarbures et l'échange ne se fait pas immédiatement (Stegeman et Teal, 1973; Neff et al., 1976).

McLeese et Burridge (1987) ont étudié le potentiel de bioaccumulation des HAP à l'aide d'un certain nombre d'invertébrés d'eau salée en ayant recours à des solutions en eau de mer contaminée par des HAP ou à des sédiments contaminés par des HAP. Lorsque les HAP étaient dissous dans l'eau, le fluoranthène a produit des valeurs du FBC relativement élevées chez les moules (Mytilus edulis) (FBC de 5 920 L/kg en poids humide) et les myes (Mya arenaria) (FBC de 4 120 L/kg poids humide) après des expositions à court terme (96 heures). Cependant, lorsque des HAP sont présents dans les sédiments, seules les moules ont un potentiel élevé de bioconcentration (FBC de 5 950 L/kg en poids humide). Le fluoranthène peut être dépuré des mollusques avec le temps; il se dépure plus rapidement que les HAP plus lourds (triphénylène et pérylène) qui ont également été étudiés. La bioaccumulation des HAP n'est pas rapide chez les crevettes et les polychètes.

D'autres invertébrés ont également démontré un potentiel de bioaccumulation des hydrocarbures pétroliers. Muijs et Jonker (2010) ont étudié le potentiel de bioaccumulation des hydrocarbures pétroliers (total et divisé en 3 différentes catégories de carbone) pendant une période de 49 jours sur des vers aquatiques, Lumbriculus variegatus, après une exposition à une série de 14 sédiments provenant de sites contaminés avec un historique de pollution par les hydrocarbures. La concentration tissulaire maximale a été observée pour la fraction comportant de 11 à 16 atomes de carbone après 14 jours d'exposition, puis elle a diminué. Les autres fractions n'ont montré aucune diminution de la concentration tissulaire une fois la concentration maximale atteinte. Il a été estimé que 70 à 90 % de l'équilibre était atteint après 28 jours d'exposition. Cependant, on a remarqué qu'il faudrait probablement plus de 90 jours pour que les hydrocarbures comportant plus de 34 atomes de carbone atteignent l'équilibre. La caractérisation des hydrocarbures accumulés n'a pas été réalisée; toutefois, on a relevé des alcanes comportant de 10 à 34 atomes de carbone chez les vers aquatiques. L'accumulation d'alcanes à masse moléculaire élevée peut être liée à l'ingestion de matières organiques qui absorbent ces produits chimiques. La dépuration n'a pas été étudiée.

Dans l'ensemble, les valeurs du FBC déterminées pour divers HAP (tableau A5.5 de l'annexe 5) étaient très variables, allant de 180 à plus de 9 000 L/kg en poids humide. La majorité des études sur les FBC portant sur les HAP indiquent que la bioconcentration peut se produire après de courtes expositions, mais que la majorité des organismes présentent également une dépuration rapide lorsque le contaminant est retiré.

Trois études sur les FBA des HAP dans les organismes aquatiques (poissons et myes) ont été trouvées. Par conséquent, les valeurs expérimentales du FBA tirées des travaux de Neff et al. (1976), Zhou et al., (1997) et Burkhard et Lukasewyez (2000) ont été compilées aux fins de comparaison avec les données modélisées (Arnot et Gobas, 2003) (tableaux A5.4 à l'annexe 5) En général, les valeurs modélisées sont proches des valeurs mesurées (tableau A5.6 à l'annexe 5) pour les HAP sélectionnés. Aucune des valeurs mesurées et modélisées s'est avérée bioaccumulable selon le critère (FBA  supérieur(e) ou égal(e) à  5 000) du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), à l'exception du HAP de substitution, l'iso-heptyl fluorène (tableau A5.6 à l'annexe 5).

Caractérisation des FBC/FBA

Lorsqu'on caractérise la bioaccumulation, on préfère la dérivation d'un FBA par rapport à celle d'un FBC, dans la mesure où l'exposition à des produits chimiques par voie alimentaire n'est pas prise en compte par le dernier modèle (Barron, 1990). La dérivation d'un FBA provient généralement de conditions contrôlées en laboratoire. Selon Arnot et Gobas (2006), le FBC est un faible descripteur de la bioamplification dans les réseaux trophiques, car il est déterminé d'après des expériences en laboratoire et ne comprend pas l'exposition par voie alimentaire. Par conséquent, il a été démontré que les FBC sous-estiment le potentiel de bioaccumulation ou de bioamplification des produits chimiques dans le réseau trophique, car les prédateurs se nourrissent de proies contaminées par des composés lipophiles (USEPA, 1995). À mesure que l'hydrophobie augmente, il est probable que l'absorption alimentaire soit plus importante que l'absorption par l'eau (Arnot et Gobas, 2003). De plus, il a été démontré que les FBC obtenus en laboratoire surestiment le potentiel de bioaccumulation lorsqu'un produit chimique est lié ou fortement sorbé à des sédiments (c.-à-d. moins biodisponible).

En raison de la rareté des FBA mesurés (tableau A5.4 dans l'annexe 5), des FBC provenant de divers ouvrages publiés ont été compilés (tableau A5.7a dans l'annexe 5) aux fins de vérification des valeurs mesurées et modélisées des FBA. Contrairement aux rares données expérimentales sur les FBA des HAP, une série de FBC pour les composants des gazoles ont été trouvés, notamment pour les alcanes, les isoalcanes, les cycloalcanes bicycliques, les substances aromatiques monocycliques, les cycloalcanes monoaromatiques, diaromatiques et polyaromatiques (tableau A5.7 à l'annexe 5). Les estimations des modèles de ces FBC ont également été produites au moyen d'un modèle cinétique de bilan massique (Arnot et Gobas, 2003) pour refléter les constantes d'élimination du modèle cinétique afin de correspondre aux données des valeurs observées du FBC afin de générer des prédictions des FBA qui reflètent les taux d'élimination connus.

Un modèle cinétique de bilan massique devrait constituer la méthode de prévision la plus fiable pour déterminer le potentiel de bioaccumulation car il permet la correction des constantes du taux cinétique et des paramètres de biodisponibilité, dans la mesure du possible. Les prévisions modélisées du FBC et du FBA sont considérées comme étant pertinentes pour cette évaluation d'hydrocarbures, car elle est basée sur les premiers principes. Pourvu que le domaine mécaniste (diffusion passive), le domaine global des paramètres (plage des valeurs empiriques du log Koe et poids moléculaire) ainsi que le domaine du métabolisme (taux métabolique corrigé [kM]) sont satisfaits, les prévisions sont estimées valides (Arnot et Gobas 2003; idem, 2006). Le modèle cinétique de bilan massique développé par Arnot et Gobas (2003, 2004) a été utilisé à l’aide de constantes de vitesse de métabolisation normalisées en fonction des deux conditions de l'étude et de poissons de niveau trophique intermédiaire représentatifs, tel qu'il est décrit dans l'étude de Arnot et al. (2008a, b) lorsque le FBC ou la constante du taux d'élimination corrigée pour la croissance était connu. Des données empiriques sur le FBC et le facteur de bioamplification ont été utilisées pour corriger l'absorption modèle par défaut et les paramètres d'élimination, qui sont résumés au tableau A5.7b (annexe 5).

Dans le tableau A5.7b (annexe 5), certaines constantes du taux métabolique calculées à partir des valeurs empiriques du FBC étaient négatives, ce qui laisse entendre que le taux métabolique est essentiellement zéro et que les autres voies d'élimination sont plus importantes. Par conséquent, aucune correction du taux métabolique n'a été utilisée pour prévoir le FBC et le FBA de ces structures. L'intestin et le métabolisme des tissus ne sont pas habituellement considérés comme un processus d'élimination important pour les produits chimiques ayant un log Koe de moins de ~4,5 (Arnot et al. 2008a,b; Arnot et Gobas, 2006), mais cela peut dépendre de la taille et du contenu en lipides des poissons utilisés dans les essais.

Dans le tableau A5.7a (annexe 5), seuls l'isoalcane comportant 15 atomes de carbone (2,6,10-triméthylsilyl-dodécane), le cycloalcane monocyclique (éthylcyclohexane) à huit atomes de carbone et le cycloalcane aromatique bicyclique comportant 13 atomes de carbone avaient des valeurs mesurées ou modélisées des FBC ou des FBA supérieures ou égales à 5 000. Toutefois, la substance diaromatique évaluée (2-isopropylnaphtalène) et considérée comme ayant un potentiel de bioaccumulation élevé comprend également le groupe fonctionnel d'isopropyles jugé atypique dans les produits pétroliers, et requiert une évaluation plus profonde du caractère raisonnable des prévisions, en tenant compte des données expérimentales disponibles (Lampi et al., 2010). De même, Neff et al., (1976) ont constaté que les diaromatiques comportant de 12 à 13 atomes de carbone (naphtalènes et biphényles alkylés) ne se bioaccumulaient pas de manière importante chez les myes après une exposition effectuée par la dispersion de mazout no 2 dans de l'eau. Par conséquent, les éléments de preuve semblent indiquer qu'il n'est pas probable que ces diaromatiques comportant 12 et 13 atomes de carbone soient bioaccumulables. Pour ce qui est du cyclohexane à 8 atomes de carbone (éthylcyclohexane), la valeur prévue du FBA (Arnot et Gobas, 2004) pour les poissons de niveau trophique intermédiaire est de 5 495 L/kg poids humide (qui est tout juste supérieure au critère seuil, soit FBA supérieur(e) ou égal(e) à 5 000), ce qui laisse supposer que cette substance présente un potentiel de bioaccumulation lorsque toutes les voies d'absorption sont prises en considération. Toutefois, cette prévision a été calculée à l'aide d'un taux de métabolisme égal à zéro à cause de l'erreur possible associée à l'estimation du taux de métabolisme (tableau A5.7b dans l'annexe 5). Si on prend en considération le métabolisme, il est prévu que le FBA soit moins important, et probablement inférieur à 5 000. De plus, la valeur expérimentale du FBC laisse entendre que ce cycloalcane à huit atomes de carbone n'est pas très bioaccumulable (tableau A5.7a dans l'annexe 5). Combiner ces raisonnements laisse entendre qu'il n'est pas non plus probable que ce cycloalcane à huit atomes de carbone soit bioaccumulable, selon les critères réglementaires canadiens. Dans le cas de l'isoalcane comportant 15 atomes de carbone (2,6,10-triméthylsilyl-dodécane), deux facteurs de bioaccumulation prédits sont présentés (575 et 47 863 L/kg en poids humide). La deuxième valeur FBA (47 863 L/kg) est préférable, étant donné que la constante du taux de dépuration de l'étude était disponible pour calculer la constante du taux métabolique. Combiner ces raisonnements laisse entendre qu'il est également probable que cet isoalcane à 15 atomes de carbone soit bioaccumulable, selon les critères réglementaires canadiens.

La plupart des composants ayant plus de 20 atomes de carbone ont une valeur estimée du log Koe supérieure à 8 et ont été exclus de la modélisation, étant donné que les prévisions peuvent être très incertaines en raison des limitations du modèle (Arnot et Gobas, 2003). Dans Arnot et Gobas (2006), à une valeur de log Koe de 8, la répartition empirique de données « acceptables » sur le FBC des poissons indique qu’il y a très peu de produits chimiques dans les FBC des poissons qui satisfont aux critères réglementaires canadiens ( supérieur(e) ou égal(e) à  5 000). Un examen de la base de données empiriques d'Environnement Canada mené par Arnot et Gobas (2003) puis par Arnot (2005, 2006b) sur le FBA et le FBC des substances chimiques figurant ou non sur la Liste intérieure des substances révèle qu'il s'agit seulement de substances à forte teneur en chlore (p. ex. décachlorobiphényle, nonachlorobiphényle, heptachlorobiphényle), qui ont des FBC de l'ordre de 105, à savoir que l'octachloronaphtalène a un FBC mesuré  inférieur à 1 000 L/kg en poids humide (Fox et al., 1994; Gobas et al., 1989, Oliver et Niimi, 1988), et ont toutes des valeurs de log Koe inférieures à 8. Par conséquent, les valeurs de FBC et de FBA prévues pour le log Koe supérieur à 8 étaient considérées comme étant hors du champ d'application paramétrique du modèle Arnot-Gobas (2003) et comme des valeurs très incertaines et peu fiables.

Des estimations modélisées du FBC et du FBA ont également été établies pour 26 autres structures représentatives linéaires et cycliques comportant de 9 à 22 atomes de carbone à l'aide du modèle modifié à 3 niveaux trophiques d'Arnot-Gobas (2004) [tableau A5.7 de l'annexe 5], étant donné qu'aucune donnée empirique de bioaccumulation n'a été trouvée pour ces substances. Le taux de métabolisme et la cinétique de l'efficacité de l'assimilation alimentaire ont été corrigés pour ces prévisions, selon les données d'essais sur le FBC et le facteur de bioamplification (BMF) de substances analogues. À partir de cette analyse, seul un polycycloalcane comportant 14 atomes de carbone devrait présenter une valeur de FBC correspondant à un potentiel de bioconcentration élevé. Toutefois, on a découvert qu'un cycloalcane monocyclique, un cycloalcane bicyclique, deux polycycloalcanes, une substance aromatique monocyclique, deux cycloalcanes monoaromatiques et un cycloalcane diaromatique présentaient des facteurs de bioaccumulation élevés; le log Koe pour ces structures indique que l'absorption alimentaire peut être la voie d'absorption prédominante (jusqu'à 87 % de l'absorption totale), mais qu'il ne s'agit pas de la seule voie d'exposition, étant donné que certaines substances devraient avoir une fraction biodisponible de 90 % dans la colonne d'eau. Le FBA est donc considéré comme étant la mesure la plus appropriée pour évaluer le potentiel de bioaccumulation de ces structures et représente une comparaison des charges dans le corps entier par rapport aux concentrations dans l'eau. Les FBC et FBA prévus pour ces fractions se trouvent dans le champ d'application paramétrique, mécaniste et métabolique du modèle et sont donc considérées fiables.

Facteurs de bioamplification (FBM) et facteurs d'amplification trophique (FAT)

Les valeurs du facteur de bioamplification (FBM) fournies par ExxonMobil Biomedical Sciences Inc. (EMBSI), utilisées pour obtenir des renseignements cinétiques de 15 substances, sont présentées dans le tableau A5.7a (annexe 5) (Lampi et al., 2010). Aucun de ces analogues ne présente une valeur de FBM supérieure à 1, ce qui laisse entendre que ces hydrocarbures ne se bioamplifient pas lorsqu'ils sont comparés aux concentrations prévues dans les aliments. Une combinaison du taux métabolique, de la faible efficacité d'assimilation alimentaire et de la dilution par croissance semblent limiter le potentiel de bioamplification de ces composés (voir les tableaux A5.7a et A5.7b de l'annexe 5).

Lampi et al., (2010) ont aussi présenté les facteurs d'amplification trophique (FAT) pour des HAP provenant de trois études sur le terrain. Les facteurs d'amplification trophique pour divers hydrocarbures aromatiques polycycliques sont présentés dans le tableau A5.8 (annexe 5).

Les FAT correspondant aux HAP étudiés sur le terrain sont principalement inférieurs à 1, à l'exception des fluorènes et des acénaphtènes, qui sont approximativement de 1. Une combinaison du taux métabolique, de la faible efficacité d'assimilation alimentaire et de la dilution par croissance semblent également limiter le potentiel d'amplification trophique de ces composés. Par conséquent, il est peu probable que les composants linéaires, cycliques et aromatiques des gazoles subissent une bioamplification ou une amplification trophique.

Facteurs d'accumulation biote-sédiments (FABS sédiments)

Lampi et al., (2010) ont également résumé les données sur les facteurs d'accumulation biote-sédiments (FABS) disponibles pour plusieurs HAP à partir d'une base de données compilées par l'Environmental Protection Agency des États-Unis (2008a). Les valeurs médianes de FABS sur le terrain observées chez les poissons pour les HAP qui devraient être retrouvés dans les gazoles (acénaphtylène, acénaphtène, fluoranthène, fluorène, naphthalène et phénantrène) variaient de 0,001 à 0,1. Les valeurs de FABS au quatre-vingt-dixième centile variaient de 10-4 à un peu moins de 1, le naphtalène étant le seul HAP ayant un FABS légèrement inférieur à un. La valeur du FABS des HAP chez les poissons est toujours inférieure à 1. Ce résultat était à prévoir, étant donné la même justification fournie pour les faibles valeurs du facteur de bioamplification et d'amplification trophique. Toutefois, on n'a extrait aucune donnée relative aux facteurs d'accumulation biote-sédiments chez les invertébrés à partir de la base de données de l'Environmental Protection Agency des États-Unis. Dans le cas des invertébrés, ces facteurs peuvent être largement supérieurs à 1, car les invertébrés ne disposent pas des mêmes caractéristiques métaboliques que les poissons (p. ex. B[a]P) (Muijs et Jonker, 2010; Stegeman et Teal, 1973; Neff et al., 1976).

Comme il a été mentionné précédemment, Muijs et Jonker (2010) ont étudié la bioaccumulation du pétrole chez le ver aquatique L. variegatus, et les facteurs d'accumulation biote-sédiments obtenus variaient de 0,01 à 2,3. Cette plage étendue est probablement liée à la différence de l'état de la nappe d'hydrocarbures. Les valeurs du FABS de différents blocs d'hydrocarbures semblaient relativement constantes jusqu'à 22 atomes de carbone, ce qui indique que le  L. variegatus accumulait ces fractions proportionnellement à partir des sédiments. Au-delà de 22 atomes de carbone, les valeurs du FABS ont baissé pour tous les sédiments étudiés, et cela est probablement lié à une baisse de la biodisponibilité des fractions ayant un point d'ébullition plus important, comme les HAP. De même, il y a probablement une meilleure sorption des HAP par les sédiments et, dans certains cas, par des liquides non aqueux. Muijs et Jonker (2010) font l'hypothèse que les vers aquatiques étudiés pourraient même éviter les liquides non aqueux, ce qui pourrait limiter la bioaccumulation des fractions très hydrophobes.

Conclusion de la bioaccumulation

Composants non liés aux HAP

Tel qu'il a été mentionné précédemment, parmi les paramètres auxquels sont associés des critères réglementaires canadiens, les valeurs du FBA sont préférables à celles du FBC, car elles représentent le potentiel d'accumulation dans le biote pour toutes les sources d'exposition et, par conséquent, elles brossent un tableau plus complet de la charge corporelle totale des produits chimiques. Les facteurs de bioamplification (FBAm), d'amplification trophique (FAT) et d'accumulation biote-sédiments (FABS) sont également considérés comme très importants pour comprendre les tendances de bioaccumulation et ils sont utilisés dans une méthode du poids de la preuve pour le potentiel global de bioaccumulation d'un produit chimique.

En général, les alcanes C10 – C15, les cycloalcanes monocycliques C 10, les substances aromatiques monocycliques C9 et les cycloalcanes monoaromatiques C10 ne respectaient pas les critères de la bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000). Cette conclusion est fondée sur les correspondances observées entre les données expérimentales disponibles sur les FBC et les FBA, entre les prévisions de la modélisation cinétique du bilan massique (Arnot et Gobas 2003) ainsi que sur les résultats modélisés reposant sur le modèle de trois niveaux trophiques d'Arnot-Gobas (2004).

La majorité des composants ayant plus de 20 atomes de carbone (alkanes, isoalcanes, cycloalcanes bicycliques et substances aromatiques monocycliques) ont une valeur estimée du log Koe supérieure à 8 et ont été exclus de la modélisation, étant donné que les prévisions peuvent être très incertaines en raison des limitations du modèle (Arnot et Gobas, 2003). De même, en ce qui concerne ces composants ayant plus de 20 atomes de carbone, aucune donnée expérimentale portant sur la détermination des facteurs de bioconcentration n'a été trouvée.

En ce qui concerne les polycycloalcanes, les polycycloalcanes (hydrochrysène) comportant 18 atomes de carbone n'a pas respecté le critère du FBC ou du FBA supérieur ou égal à 5 000 pour les prévisions modélisées du FBA à l'aide du modèle trophique de trois niveaux d'Arnot-Gobas (2004) (tableau A5.6 de l'annexe 5), tandis que les polycycloalcanes comportant 14 et 22 atomes de carbone se sont avérés satisfaire aux critères, d'après le même modèle. La constante du taux métabolique (0,45/jour) pour l'hydrochrysène semble indiquer un taux métabolique rapide en comparaison des constantes plus faibles du taux métabolique (0,01/jour et 0,04/jour) pour les polycycloalcanes comportant 14 et 22 atomes de carbone. Des détails d'études reposant sur des preuves expérimentales pour un polycycloalcane similaire n'ont pas pu être obtenus afin de déterminer les valeurs du FBC et du FBA prévues. Par conséquent, les éléments de preuve disponibles semblent indiquer que le polycycloalcane comportant 18 atomes de carbone n'est pas non plus bioaccumulable selon les résultats modélisés seulement.

On a constaté que les polycycloalcanes comportant 14 et 22 atomes de carbone, les substances aromatiques monocycliques comportant 15 atomes de carbone, les cycloalcanes monoaromatiques comportant de 15 à 20 atomes de carbone et les cycloalcanes diaromatiques comportant 20 atomes de carbone atteignent les critères de bioaccumulation, d'après les résultats du modèle trophique de trois niveaux d'Arnot-Gobas (2004). En ce qui concerne ces composants particuliers, les constantes du taux métabolique (normalisées à un poisson de 184 g à 10 °C) varient entre 0,01 et 0,13 (jour-1), ce qui laisse supposer un taux métabolique faible. Dans le cas des polycycloalcanes comportant de 14 à 22 atomes de carbone, des substances aromatiques monocycliques comportant 15 atomes de carbone et des cycloalcanes monoaromatiques comportant 20 atomes de carbone, seules les données expérimentales sur les facteurs de bioamplification aux fins de comparaison des analogues étaient disponibles. Les facteurs de bioamplification étaient tous inférieurs à 1, ce qui indique que ces composants ne se bioamplifient pas. Dans le cas du cycloalcane monoaromatique comportant 15 atomes de carbone, une seule valeur expérimentale du FBC d'un composant analogue, l'octahydrophénanthrène (FBC de 3 418 L/kg en poids humide), n'a été trouvée. Cependant, si l'on tient compte du faible taux métabolique de 0,197 (jour-1) pour l'octahydrophénanthrène, il se peut que les valeurs du FBC et du FBA prévues pour le cycloalcane monoaromatique comportant 15 atomes de carbone dépassent les critères canadiens, même si cela ne peut être déterminé en raison du manque de détails de l'étude pertinente. Enfin, le seul analogue similaire au cycloalcane diaromatique comportant 20 atomes de carbone (l'iso-heptyl fluorène) est le fluorène, qui a une valeur expérimentale du FBA de 1 030 L/kg en poids humide. Cependant, la présence d'un groupe d'iso-heptyl peut influer sur le potentiel de bioaccumulation du fluorène, et la valeur faible du KM indique un taux de métabolisme lent. Dans l'ensemble, les preuves disponibles laissent entendre que ces composantes sont susceptibles de se bioaccumuler en fonction des résultats des données expérimentales et modélisées disponibles.

Les valeurs du facteur de bioamplification pour 19 substances comprenant des isoalcanes, des cycloalcanes monocycliques et bicycliques, des polycycloalcanes, des substances aromatiques monocycliques, des cycloalcanes monoaromatiques, diaromatiques, et des substances aromatiques à trois et quatre cycles (voir le tableau A5.7 dans l'annexe 5) montrent qu'aucun composant n'a un facteur de bioamplification supérieur à 1. Cela laisse entendre que ces hydrocarbures particuliers ne se bioamplifient pas lorsqu'ils sont comparés aux concentrations dans les aliments. Par conséquent, les preuves à notre disposition laissent entendre que la bioamplification des hydrocarbures pétroliers est limitée. Il est possible que les facteurs d'accumulation biote-sédiments soient supérieurs à 1 pour les invertébrés (jusqu'à 2,3 pour les hydrocarbures pétroliers totaux dans le L. variegatus (Mujis et Jonker, 2010), étant donné qu'ils ne disposent pas des mêmes caractéristiques métaboliques que les poissons. En outre, ces facteurs baisseront probablement pour les composants ayant plus de 22 atomes de carbone en raison d'une diminution de la biodisponibilité des fractions ayant un point d'ébullition plus élevé (Muijs et Jonker, 2010).

Dans l'ensemble, il existe des preuves cohérentes empiriques et prévues qui semblent indiquer que neuf structures représentatives (isoalcane C15, cycloalcanes monocycliques C15, cycloalcanes bicycliques C15, polycycloalcanes C14 et C22, substances aromatiques monocycliques C15, cycloalcanes monoaromatiques C15–C20) atteignent les critères de la bioaccumulation tels qu'ils sont définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000). Ces composants ont un métabolisme lent et sont très lipophiles. L'exposition par l'eau et la nourriture, lorsqu'elles sont combinées, semble indiquer que le taux d'absorption de cette substance pourrait dépasser le taux d'élimination total. Toutefois, ces composants ne devraient pas se bioamplifier dans les réseaux trophiques aquatique, en grande partie parce qu'une combinaison du métabolisme, de la faible efficacité d'assimilation alimentaire et de la dilution par croissance fait en sorte que le taux d'élimination dépasse le taux d'absorption total à partir du régime alimentaire.

Composants des HAP

En général, les cycloalcanes diaromatiques comportant de 12 à 15 atomes de carbone et les substances aromatiques tricycliques comportant 15 atomes de carbone satisfont aux critères de bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000). Cette conclusion est fondée sur les correspondances observées entre les données expérimentales disponibles sur les FBC et les FBA, entre les prévisions de la modélisation cinétique du bilan massique (Arnot et Gobas 2003) ainsi que sur les résultats modélisés reposant sur le modèle de trois niveaux trophiques d'Arnot-Gobas (2004).

Les valeurs expérimentales des FBA et des FBC semblent indiquer que les hydrocarbures aromatiques polycycliques, dans leur ensemble, ont un faible potentiel de bioaccumulation chez les poissons. Cela est en partie attribuable à la métabolisation des HAP par le poisson, ce qui entraîne des concentrations faibles ou indétectables des HAP apparentés dans les tissus des poissons (Varanasi et al., 1989). En ce qui concerne les FBA, aucune des valeurs mesurées ou modélisées n'a satisfait au critère de la bioaccumulation (FBA supérieur(e) ou égal(e) à 5 000), tel qu'il est défini dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), à l'exception des valeurs du FBA modélisées pour l'iso-heptyl fluorène (voir le tableau A5.6 de l'annexe 5). Lampi et al. (2010) ont découvert que les groupes fonctionnels isopropyliques ont augmenté le potentiel de bioaccumulation de naphtalène, même si les groupes d'isopropyles sont jugés atypiques dans les produits pétroliers. Par conséquent, les hydrocarbures aromatiques polycycliques très alkylés, surtout ceux dans les groupes d'isopropyles, ont probablement un plus grand potentiel de bioaccumulation simplement en raison d'une plus grande répartition dans les tissus lipophiles dans le biote et à cause peut-être d'un certain encombrement de  biotransformation. En ce qui a trait à la valeur modélisée du FBA pour l'iso-heptyl fluorène, le seul analogue similaire (fluorène) a une valeur expérimentale du FBA de 1 030 L/kg en poids humide, ce qui est légèrement plus élevé que le FBC prévu à l'aide du modèle cinétique du bilan massique (tableau A5.6 de l'annexe 5). Toutefois, il existe certaines incertitudes entourant les constantes du taux cinétique utilisées pour modéliser les valeurs du FBC et du FBA de ces deux composés (p. ex. les constantes du taux métabolique ont été évaluées à partir des modèles RQSA ou des données sur les analogues) ainsi que le degré d'amplification trophique dans le réseau trophique utilisé par le modèle), ce qui laisse entendre que les FBA peuvent être surestimés. Toutefois, étant donné que la valeur de log Koe de ce composé est de 7,4, intervalle optimal pour une  bioaccumulation élevée à partir de l'alimentation et de l'eau combiné à la possibilité d'un taux de métabolisme lent, et que le facteur d'amplification trophique du fluorène soit à un environ (tableau A5.8 de l'annexe 5), un potentiel de bioaccumulation élevé est encore probable.

Aucune des valeurs modélisées du FBC concernant les HAP représentatifs n'a satisfait au critère de bioconcentration (FBC supérieur ou égal à 5 000), tel qu'il est défini dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000) (voir le tableau A5.6 de l'annexe 5). Cela est en grande partie attribuable à la partie inférieure de la contribution de l'absorption à partir de l'eau par les substances chimiques très hydrophobes, mais aussi en raison de la métabolisation des HPS, comme le naphtalène et le phénantrène, par le poisson, ce qui entraîne des concentrations très faibles ou indétectables des HAP apparentés dans les tissus des poissons (Varanasi et al., 1989). Toutefois, les FBC chez les poissons pour le phénanthrène dépassent le critère de la bioaccumulation (tableau A5.5 de l'annexe 5). Pour le fluoranthène, Weinstein et Oris (1999) ont déclaré un facteur de bioconcentration de  9 054 L/kg en poids humide chez les tête-de-boule, Burkhard et Lukasewycz (2000) ont déterminé un facteur de bioaccumulation de 1 550 L/kg en poids humide chez des touladis et De Maagd (1996) a établi un FBC de 3 388 L/kg en poids humide chez les tête-de-boule. Comme il a été mentionné précédemment, les études Weinstein et Oris (1999) et de De Voogt et al., (1991), ainsi que de Peterson et Kristensen (1998) déclarant des valeurs élevées du FBC renferment des degrés suffisants d'incertitude, ou les résultats du stade précoce de l'existence ne peuvent pas être facilement interprétés par rapport à d'autres études ou d'autres critères de bioaccumulation fondés sur la réglementation. Les conclusions de ces études ont donc été considérées comme étant équivoques et ont reçu une pondération inférieure pour déterminer le potentiel de bioaccumulation, conformément aux critères établis. Les FBC élevés en laboratoire ne sont pas conformes aux FBA mesurés chez les poissons sur le terrain. Par conséquent, il y a un plus grand nombre de preuves de poids et de cohérence provenant des données cinétiques, des valeurs modélisées du FBC et du FBA, des preuves en laboratoire et sur le terrain pour les vertébrés (poissons) qui semblent indiquer que les vertébrés possèdent suffisamment de capacités métaboliques et d'autres processus d'élimination pour atténuer la charge corporelle des HAP en deçà des niveaux perçus par les critères comme étant des niveaux élevés de bioaccumulation.

Des données empiriques sur le FBC visant les invertébrés, notamment les mollusques (fluoranthène), se sont avérées plutôt élevées. Dans le cas de la moule bleue, une étude de 96 heures avec le fluoranthène a donné une valeur du FBC de 5920 L/kg en poids humide, ce qui dépasse le critère de bioaccumulation (tableau A5.5 de l'annexe 5). Cela indique qu'il existe un grand potentiel pour que la charge corporelle atteigne des niveaux toxiques dans les organismes de niveau trophique inférieur comme ils n'ont pas la capacité métabolique d'éliminer les HAP en comparaison aux poissons. Par conséquent, des schémas d'accumulation élevée se trouvent dans le laboratoire et sur le terrain. Il existe également un potentiel que ces charges corporelles dépassent les seuils narcotiques internes, en supposant une exposition constante et continue aux HAP. Toutefois, la majorité des études des FBC sur les HAP indiquent que la bioconcentration chez les invertébrés peut se produire rapidement, mais que la majorité des organismes présentent également une dépuration rapide lorsque le contaminant est retiré. Par conséquent, la durée de l'exposition est essentielle à la bioaccumulation et à la toxicité.

Les facteurs d'amplification trophique (FAT) des HAP sur le terrain étaient essentiellement inférieurs à un, sauf pour les fluorènes et les acénaphtènes, qui étaient approximativement à un (tableau A5.8 de l'annexe 5). Il semble que la bioamplification et l'amplification trophique sont atténuées par une combinaison de la transformation métabolique, de la faible efficacité d'assimilation alimentaire et de la dilution de croissance par la chaîne alimentaire. Les éléments de preuve disponibles semblent indiquer que la bioamplification et l'amplification trophique des HAP ne sont pas assez importantes.

Étant donné que les HAP ont tendance à s'accumuler dans les sédiments, les organismes benthiques peuvent être exposés aux contaminants en permanence. Puisque les invertébrés ne disposent pas des mêmes caractéristiques métaboliques que les poissons (Muijs et Jonker, 2010; Stegeman et Teal, 1973; Neff et al., 1976), le potentiel de bioaccumulation chez les invertébrés devrait être plus élevé que chez les poissons. Bien que seuls des facteurs d'accumulation biote-sédiments chez les poissons aient été trouvés pour certains HAP et qu'ils étaient inférieurs à 1, il est possible que les FAB soient inférieurs à un pour les invertébrés, étant donné qu'ils ont moins de compétences métaboliques que les poissons. Toutefois, les FAB baisseront probablement pour les composants ayant plus de 22 atomes de carbone, en raison d'une diminution de la biodisponibilité des fractions ayant un point d'ébullition plus élevé (Muijs et Jonker, 2010).

Dans l'ensemble, il existe des preuves empiriques et prévues cohérentes qui semblent indiquer que l'une des structures représentatives des HAP (cycloalcane diaromatique comportant 20 atomes de carbone) satisfait aux critères de bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Proportion de composants bioaccumulables dans les gazoles

Il n'y a pas beaucoup de données détaillées disponibles sur la composition de ces gazoles. C'est pourquoi la proportion des structures bioaccumulables de ces gazoles ne peut pas être déterminée avec certitude. Cependant, elles peuvent être comparées aux analyses de la composition du carburant diesel provenant de sources canadiennes. Ces analyses, d'après les analyses empiriques et des valeurs des FBC et des FBA prévues, indiquent que la quantité totale de substance potentiellement bioaccumulable, basée sur le diesel, varie de 20 à 25 % en poids (Yang, 2001). La majorité de cette quantité est composée de dicycloalcanes et de substances monoaromatiques alkylées.

Selon la preuve combinée du potentiel empirique et les analyses des valeurs des FBC et des FBA prévues, les gazoles évalués dans le présent rapport peuvent contenir des composants qui atteignent les critères de la bioaccumulation tels qu'ils sont définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

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Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

Évaluation des effets sur l’environnement

Les renseignements portant sur la toxicité des gazoles sur divers organismes sont présentés ci-dessous. De même, les HAP sont des composants des gazoles et ont déjà fait l'objet d'une étude dans le cadre d'une évaluation des risques. Les HAP figurent sur la Liste des substances toxiques à l'annexe 1 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (Environnement Canada, 2010).

Les conclusions tirées des études sur le terrain et en laboratoire à partir d'échantillons prélevés sur le terrain laissent entendre que le biote est dégradé dans différents sites canadiens contaminés par les HAP provenant de diverses sources industrielles (Canada, 1994).

Il existe des dangers potentiels associés au métabolisme des HAP comme le benzo[a]pyrène. Ce processus peut créer des métabolites qui s'avèrent être des substances mutagènes puissantes. Sous des conditions de laboratoire, on a associé les effets néoplastiques et génotoxiques des organismes terrestres et aquatiques à une exposition aux HAP. On a démontré les premières étapes de la carcinogenèse induite par des produits chimiques, dans le cadre d'études menées sur le terrain (Canada, 1994).

Milieu aquatique

Shell (2011) propose une valeur numérique de toxicité aiguë et chronique pour les organismes aquatiques qui indique la substance 64741-82-8 est très toxique pour les organismes aquatiques (énoncé des dangers H400 en vertu du Système général harmonisé de classification et d'étiquetage des produits chimiques [CEE-ONU, 2011] et valeur de classification de 1) et très toxique pour les organismes aquatiques avec les effets durables (énoncé des dangers H410 et valeur de classification de 1). En vertu de ce schéma, une valeur de classification de 1 de la toxicité aquatique aiguë signifie une concentration létale médiane (CL50) ou une concentration médiane d'effet (CE50) inférieure ou égale à 1 mg/L après un essai de CE(L) 50 de 96 heures ou de 48 heures pour les poissons. Un essai de D(E)L50 de 48 heures pour les invertébrés, ou un essai de CRE50 de 72 à 96 heures pour les algues. En ce qui concerne la toxicité chronique pour les organismes aquatiques, une valeur de classification de 1 signifie que pour les substances qui ne se biodégradent pas rapidement (présomption), la concentration sans effet observé (CSEO) est inférieure ou égale à 0,1 mg/L ou, si absente, la concentration létale avec effets (CL(E)50) est inférieure ou égale à 1 mg/L.

Toutefois, aucune donnée expérimentale n'était disponible concernant la toxicité de ces gazoles pour les organismes aquatiques. Par conséquent, des données sur des carburants similaires et sur le mazout no 2, ainsi que des données modélisées qui ont été utilisées pour évaluer le potentiel de la toxicité  aquatique.

L’Organisation européenne des compagnies pétrolières pour l'environnement, la santé et la sécurité (CONCAWE) a mis au point un modèle de toxicité pour les organismes aquatiques spécialement pour les hydrocarbures pétroliers : PetroTox (2009). Ce modèle est fondé sur une action toxicologique par narcose. Il tient donc compte des effets additifs selon une approche par unité toxique. Il permet de modéliser la toxicité des hydrocarbures pétroliers dans le cas des composés comportant de 4 à 41 atomes de carbone dissous dans la fraction d'eau. Il considère que la toxicité des composés comportant moins de 4 atomes de carbone ou plus de 41 atomes de carbone est négligeable. En effet, les premiers sont très volatils, alors que les seconds sont trop hydrophobes et immobiles. Le modèle PetroTox (2009) génère des estimations de la toxicité qui sont exprimées par une valeur de charge létale médiane (LL50) plutôt qu'une valeur de concentration létale médiane CL50, en raison de l'insolubilité des substances pétrolières dans l'eau.. La valeur de LL50 représente la quantité nécessaire pour produire une fraction de la substance pétrolière adaptée à l'eau, qui est toxique pour 50 % des organismes d'essai. Il ne s'agit pas d'une mesure de la concentration des constituants pétroliers dans la fraction adaptée à l'eau.

Les données écotoxicologiques modélisées du tableau A5.9 (annexe 5) avec des ratios des substances aromatiques par rapport aux substances aliphatiques différentes se limitent aux organismes marins puisque la seule voie de transport importante de ces gazoles restreints aux industries est par camion-citerne marin. Les données indiquent que ces gazoles ont un potentiel élevé de nuire à la plupart des organismes aquatiques à des concentrations relativement faibles (la plus grande partie à inférieur(e) ou égal(e) à 1 mg/L). La probabilité d'effets nocifs est largement associée à la teneur en aromatiques, puisque le mélange 80/20 (contenu aromatique/aliphatique) utilisé dans la modélisation est plus toxique pour les organismes marins que le mélange 61/39 ou le mélange 50/50.

Afin de déterminer si l'utilisation des données de modélisation provenant de PetroTox est appropriée, une méthode de comparaison des produits analogues a également été utilisée pour comparer les données modélisées sur la toxicité de ce gazole par rapport au mazout no 2 et au carburant diesel. Le mazout no 2 est un distillat, mazout léger, également appelé mazout de chauffage, avec un point d'ébullition de 160 à 360 °C (CIRC, 1989a). Les carburants diesel sont des fractions de distillats du pétrole composées principalement d'hydrocarbures comportant de 9 à 20 atomes de carbone dont la plage d’ébullition typique s'étend de 282 à 338 °C (Garde côtière, 1985). Les valeurs de la toxicité aquatique aiguë Le mazout no 2 et le carburant diesel sont présentés dans les tableaux A5.10 et A5.11 (annexe 5).

Les valeurs aquatiques de CL50 pour le mazout no 2 et le carburant diesel varient entre 0,9 et 23,7 mg/L. Les valeurs modélisées du milieu aquatique LL50 provenant de PETROTOX (0,1 à 9,8 mg/L) correspondent à cette plage, bien que la valeur LL50 n'est pas une mesure directe de la concentration de la fraction dissoute qui pourrait causer la toxicité (tableau A5.9 de l'annexe 5). Les données modélisées de PetroTox sont dans la plage pertinente des valeurs de la toxicité mesurées pour les mêmes produits commerciaux.

La valeur de CL50 pour le mazout no 2 est 0,9 mg/L, en fonction de l'exposition de la mysis effilée à la fraction hydrosoluble pendant 48 heures (Anderson et al., 1974). Le contenu aromatique du mazout no 2 est généralement de 25 %, tandis que le gazole 64741-59-9 a une teneur en composés aromatiques plus grande de 61 à 80 % par volume. Les données modélisées les plus faibles pour les fractions adaptées à l'eau du gazole 64741-59-9 sont de 0,06 à 0,08 mg/L, d'après des expositions aiguës d'un amphipode marin (Rhepoxynius abronius). Une telle différence pourrait s'expliquer par la proportion élevée (jusqu'à 80 %) des substances aromatiques dans ce gazole. Les données écotoxicologiques modélisées du tableau A5.9 (annexe 5) indiquent que ces gazoles restreints aux industries ont le potentiel de nuire à un grand nombre d'organismes marins à des concentrations relativement faibles ( inférieur(e) ou égal(e) à  1 mg/L). Malheureusement, les données sur la composition de la substance 64741-82-8 n'étaient pas suffisantes pour exécuter le modèle PETROTOX; toutefois, les déclarations du fabricant européen confirment une gamme de valeurs de toxicité, en général inférieures ou égales à 1 mg/L. Par conséquent, la moyenne des données modélisées des fractions adaptées à l'eau de la substance portant le no CAS 64741-59-9 (0,07 mg/L) a été utilisée pour représenter la valeur critique de toxicité (VCT) de ces gazoles restreints aux industries.

Milieu terrestre

La dose létale médiane aiguë par voie orale (DL50) chez les rats était de 3 200 mg/kg (API, 1982, 1985a). Puisqu'il n'y a eu aucune étude sur l'exposition par inhalation des gazoles restreints aux industries au-delà des durées d'exposition aiguë, les données analogues à d'autres gazoles, y compris les carburants, ont été prises en compte. La toxicité aiguë par inhalation chez les rats était de 3 350 à 5 400 mg/m3 dans l'air (API, 1986a, b). À l'autopsie, les principaux effets observés étaient une inflammation marquée à la fois des voies respiratoires et des poumons (CONCAWE, 1996). On s'attend à ce que les animaux sauvages réagissent de la même manière s'ils sont exposés à ces mêmes niveaux de ces substances; par conséquent, 3 350 mg/m3 sera utilisé pour la valeur critique de la toxicité par inhalation pour les mammifères non humains.

Évaluation de l'exposition écologique

Les estimations des rejets de ces gazoles ont été réalisées à l'aide de données sur les volumes transportés par chaque mode défini dans les soumissions en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2009). Les estimations des pertes en mer ont été établies en se fondant sur les renseignements provenant de la côte est du Canada élaborés par le Risk Management Research Institute (RMRI, 2007), en plus des données sur les déversements de la base de données en ligne sur les déversements d'Environnement Canada (Environnement Canada, 2011).

Milieu aquatique

Des scénarios de rejet ont été élaborés pour des rejets des navires à l'eau dans le cas du chargement seulement, car il est probable qu'il s'agisse de la source principale de rejet d'après des renseignements confidentiels reçus en réponse à l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2009). Il n'y a pas eu d'autres moyens de transport ou rejets dans l'eau examinée.

Pour déterminer la concentration environnementale estimée (CEE) dans l'eau, le volume d'eau qui devrait être en contact avec le pétrole déversé a été fourni par un rapport rédigé par le Risk Management Research Institute (RMRI, 2007). Cet ouvrage estimait le risque de déversements de pétrole dans des zones à risque près de la côte Sud de Terre-Neuve-et-Labrador selon la nature des eaux (eaux ouvertes ou partiellement restreintes), le type de bateaux qui naviguent dans les zones, et les quantités de pétrole transportées. Le volume d'eau que l'on estime être en contact avec le pétrole déversé dépendait du volume de pétrole déversé pendant l'incident et la zone à risque du déversement.

Pour les scénarios de chargement, le volume d'eau en contact avec le produit pétrolier proviendra de la zone à risque 1, comme cette région comprend des opérations de chargement à Whiffen Head et à la raffinerie de pétrole de Come By Chance à Terre-Neuve-et-Labrador (RMRI, 2007). La zone d'une nappe de pétrole établie au sein de zones de danger autour de Terre-Neuve-et-Labrador a été estimée pour des plages de volumes de pétrole précises, à l'aide de modèles de dispersion des déversements dans l'océan. Ensuite, le volume d'eau contaminée a été estimé en multipliant la zone par 10 pour représenter les dix premiers mètres d'eau. Ces estimations partent du principe que toute l'eau a été contaminée de la même manière par la substance pétrolière déversée. Ce travail a été élaboré initialement pour le pétrole brut, mais il peut s'appliquer aux mazouts lourds, car ils présentent une densité similaire.

Dans le cas du chargement des gazoles sur les navires, on estime que 144 L (122 kg) de gazole pourraient être perdus lors d'un chargement normal Cela équivaut à 1 baril (États-Unis), et on estime que ce volume déversé sera en contact avec 40 × 106m3 d'eau (tableau A5.12 de l'annexe 5). La concentration dans l'eau qui en résulte serait de 0,003 mg/L (1,22 × 108 mg/4,0 × 1010 L), ce qui est considéré comme la concentration environnementale estimée (CEE) pour le chargement de navire.

Milieu terrestre

Les quantités de ces gazoles transportées par camion étaient trop petites pour justifier une évaluation de l'exposition.

Caractérisation des risques pour l’environnement

La démarche utilisée pour cette évaluation écologique préalable examinait les renseignements scientifiques disponibles et dégageait des conclusions en appliquant la méthode du poids de la preuve conformément à la LCPE (1999). Pour chaque organisme paramètre, une estimation du potentiel d'effets nocifs et une concentration estimée sans effet (CESE) ont été déterminées. La CESE correspond à la plus faible valeur critique de toxicité pour l'organisme d'intérêt divisée par un facteur d'évaluation pertinent. Un facteur d'évaluation de 100 a été utilisé pour tenir compte de l'extrapolation des données modélisées sur la toxicité aiguë aux effets chroniques sur le terrain. Une concentration environnementale estimée (CEE) a également été déterminée. Un quotient de risque (QR = CEE/CESE; tableau 3) a été calculé pour chaque organisme paramètre; il s'agit d'une source de données à prendre en considération pour l'évaluation du risque potentiel pour l'environnement. Dans le cas du chargement des gazoles sur les navires, la CEE pour un déversement moyen, telle qu'elle est calculée ci-dessus, est de 0, 003 mg/L; la valeur moyenne modélisée pour la fraction adaptée à l'eau a été utilisée en tant que valeur critique de toxicité.

Tableau 3. Le quotient de risque calculé pour les gazoles restreints aux industries (no CAS 64741-59-9 et 64741-82-8)
Moyen Organisme CEE VCT Facteur d'évaluation CESE Quotient de risque
Eau de mer (chargement du navire) Rhepoxynius abronius 0,003 mg/L 0,07 mg/L 100 0,0007 mg/L 4,3

Pour produire un quotient de risque de 1, un déversement en milieu marin lors du chargement devrait être supérieur à 33 L, compte tenu du scénario présenté ici. Seulement quatre déversements en milieu marin enregistrés au Canada entre 2000 et 2009 étaient de ce volume ou plus, donc moins d'un déversement par année devrait être potentiellement dangereux.

Ces volumes de déversement ont été calculés à partir de modèles élaborés par le Risk Management Research Institute (RMRI, 2007) concernant le volume déversé et les concentrations de substances pétrolières dans l'eau. Ces modèles tiennent compte de la dispersion de la substance pétrolière déversée et, par conséquent, le volume de déversement calculé lié à un quotient de risque de 1 ne correspond pas à l'exposition aiguë initiale au produit déversé. Il est reconnu que les effets aigus locaux, peuvent se produire pendant la phase initiale d'un déversement, avant que se produise une dispersion importante.

Les propriétés physiques et chimiques des gazoles pourraient augmenter le potentiel de risque des gazoles pour le milieu aquatique. Les produits raffinés légers, comme le carburant diesel et le mazout no 2 (et ces gazoles) sont des fractions de coupe étroite qui ont une faible viscosité et qui se propagent rapidement en de minces pellicules. À titre d'huiles à faible viscosité moyennement persistantes, les distillats légers ont tendance à se disperser facilement dans la colonne d'eau avec la douce action des vagues. Par conséquent, ils ont le plus grand potentiel de se mélanger verticalement par rapport aux autres types de pétrole, ce qui crée un plus grand risque de dissolution -- à la fois pour les pellicules et les gouttelettes en dispersion dans la colonne d'eau. Les fractions hydrosolubles sont dominées par les HAP bicycliques et tricycliques, ce qui peut avoir une incidence sur la vie aquatique. Par conséquent, les déversements de distillats légers ont le plus grand potentiel d'avoir une incidence sur les colonnes d'eau (RNC, 2003). Une grande différence entre la substance portant le no CAS 64741-59-9 et le mazout no 2 Le problème avec le carburant diesel c'est qu'il présente une plus forte teneur en substances aromatiques, soit de 61 à 80 %, alors que le mazout no2 non a une teneur en substances aromatiques d'environ 25 % et celle du carburant diesel peut aller jusqu'à 37 %. Cela peut avoir une incidence majeure sur la toxicité de ce gazole par rapport aux carburants finis et mélangés, car la toxicité augmente à mesure que la fraction aromatique augmente (tableau A2.1 de l'annexe 2).

D'après les résultats d'AOPWIN (2008), tous les composants des gazoles se dégraderont rapidement par l'entremise d'interactions avec les radicaux hydroxyles présents dans l'air. En ce qui a trait à la modélisation de la biodégradation primaire et ultime, les cycloalcanes bicycliques C15–C20 , les polycycloalcanes C14–C22 , les cycloalcanes monoaromatiques C10–C20 , les cycloalcanes aromatiques à deux cycles C15, et les cycloalcanes diaromatiques C12–C15 présents dans ces gazoles atteignent les critères de persistance dans l'eau, le sol et les sédiments (demi-vie dans le sol et l'eau supérieur(e) ou égal(e) à 182 jours, et demi-vie dans les sédiments supérieur(e) ou égal(e) à  365 jours). Les cycloalcanes représentent une portion relativement petite (de 8 à 10 %) des gazoles. Il n'y a pas de renseignements détaillés sur la teneur précise en aromatiques de ces gazoles; toutefois, la substance portant le no CAS 64741-59-9 peut en comprendre jusqu'à 80 % (en volume), qui comprendrait les substances aromatiques persistantes indiquées ici. Par conséquent, on s'attend à ce que ces gazoles contiennent une quantité importante de composants qui atteignent les critères de persistance dans le sol, l'eau et les sédiments, tels qu'ils sont définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Selon la preuve combinée de l'analyse empirique et prévue des FBC, des FBA, des FBAm, des FAT et des FAB, les gazoles évalués dans le présent rapport peuvent contenir des composants (jusqu'à environ 25 % en poids) qui satisfont aux critères de bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), mais qui ne sont pas susceptibles de se bioamplifier dans les réseaux trophiques. Les valeurs empiriques et prévues des FBC et les valeurs prévues des FBA sont supérieures ou égales à 5 000 pour les isoalcanes, les cycloalcanes et certaines substances aromatiques. Il existe des preuves cohérentes sur l’état d'équilibre et sur la cinétique qui laissent entendre que ces composants ne se transforment pas très rapidement et qu'ils présentent une efficacité d’assimilation alimentaire suffisante, et que lorsque les niveaux dans les tissus sont comparés à la fraction biodisponible dans l'eau, les facteurs d'accumulation devraient être élevés.

En général, les poissons peuvent métaboliser les composés aromatiques.  Des structures aromatiques représentatives de gazoles avec un potentiel de bioaccumulation élevé, seul un cycloalcane diaromatique comportant 20 atomes de carbone a été bioaccumulable (c.-à-d. un FBC ou FBA supérieur(e) à 5 000).  Cette structure contient un groupe fonctionnel isoalkylique qui pourrait nuire à la biotransformation.  Il existe des preuves démontrant que l'alkylation augmente la bioaccumulation de naphtalène (Neff et al., 1976, Lampi et al., 2010), mais on ne sait pas si cela peut être généralisé à des HAP plus gros ou si une augmentation potentielle de la bioaccumulation causée par l'alkylation sera suffisante pour dépasser les critères canadiens.

La bioaccumulation des composés aromatiques peut être plus faible dans les environnements naturels que ce qui est observé en laboratoire.  Les HAP peuvent s'adsorber aux matières organiques en suspension dans la colonne d'eau (matières humiques dissoutes), ce qui diminue leur biodisponibilité globale principalement en raison de l'augmentation de la taille. Cela a été observé avec les poissons (Weinstein et Oris, 1999) et les daphnies (McCarthy et al., 1985).

En général, les poissons peuvent métaboliser les composés aromatiques.  Toutefois, il existe des preuves que le fluoranthène est très bioconcentré dans les mollusques. Il est possible que ces composants bioaccumulables atteignent des niveaux toxiques dans les organismes si l'exposition est constante, continue et d'une ampleur suffisante; toutefois, cela est peu probable dans la colonne d'eau à la suite d'un scénario de déversement en raison de la dispersion relativement rapide.

Comme le montre le tableau A5.13 (annexe 5), certains composants peuvent satisfont à la fois aux critères de persistance et de bioaccumulation du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. Il s'agit notamment des cycloalcanes bicycliques comportant 15 atomes de carbone, des polycycloalcanes comportant 14 et 22 atomes de carbone, et des cycloalcanes monoaromatiques comportant de 15 à 20 atomes de carbone. En ce qui concerne les invertébrés, le fluoranthène, qui a un potentiel de bioaccumulation élevé chez les mollusques, est aussi persistant dans les sédiments, ce qui pourrait mener à une exposition de longue durée.  D'après la modélisation de la fugacité de niveau III de cette substance (tableau A5.1), le fluoranthène devrait se répartir dans les sédiments lorsqu'il est rejeté dans l'eau, où il peut s'accumuler dans les invertébrés benthiques ayant une faible capacité métabolique.  Toutefois, la proportion de fluoranthène dans ces gazoles est faible. En outre, étant donné qu'il y a eu en moyenne quatre déversements par année de diesel, de mazout léger et de distillat de pétrole de 2000 à 2009, dont seulement une fraction des deux gazoles qui sont en cours d'évaluation dans le présent rapport, on s'attend à ce que les déversements des gazoles dans l'eau pendant les activités de chargement ne soient pas nocives pour les organismes aquatiques.

D'après les données présentées aux fins de la présente évaluation préalable sur la fréquence et l'importance des déversements, ces substances présentent un risque faible d'effets nocifs sur les organismes ou sur l'intégrité globale de l'environnement. Il est conclu que les gazoles restreints aux industries (numéros de CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 ne satisfont à aucun desdes critères énoncés aux alinéas 64a) et 64b) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui peuvent avoir un effet nuisible immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sa diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie.

Incertitudes dans l’évaluation des risques pour l’environnement

Cette analyse porte sur les incertitudes associées à chaque élément de la présente évaluation, notamment la sélection et la quantification des structures représentatives, les estimations de l'exposition, les estimations des effets et la caractérisation des risques.

Toute modélisation des propriétés physiques et chimiques d’une substance ainsi que des caractéristiques de persistance, de bioaccumulation et de toxicité est fondée sur les structures chimiques. Ces gazoles ne peuvent pas être représentés par une structure chimique unique, car ils sont classés UVCB. La composition chimique précise des substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 est variable et n'est pas bien définie. Le nombre, l'identité et la proportion des composés formant les différents gazoles portant le même no CAS peuvent varier grandement en fonction des conditions d'exploitation, des charges d'alimentation et des unités de traitement. Par conséquent, aux fins de la modélisation, un ensemble de structures représentatives offrant des estimations pour toute la gamme de composants susceptibles d'être présents a été trouvée. Plus précisément, ces structures ont été utilisées pour évaluer le devenir et les propriétés dangereuses des gazoles. Étant donné que le même nombre d’atomes de carbone et type de composant peuvent être associés à plusieurs structures représentatives, il est reconnu que des incertitudes liées à la structure existent pour cette substance. Dans le cas présent, on a utilisé les propriétés physiques et chimiques de 24 structures représentatives pour estimer le comportement général de ces gazoles, afin de représenter l'échelle attendue en ce qui concerne les caractéristiques physiques et chimiques. Étant donné le nombre élevé de permutations probables du type et du pourcentage des structures des gazoles, il existe des incertitudes concernant les résultats associés à la modélisation.

Des incertitudes découlent de la variabilité des données sur les déversements. Les données disponibles sur les déversements ne font habituellement pas état des valeurs pour chaque substance précise par no CAS. Pour le transport maritime, Environnement Canada a déclaré des données sur des déversements pour des substances semblables à ces gazoles, plus précisément les mazouts, l'essence, le carburant diesel et le carburéacteur. Des données sur les déversements propres à ces gazoles restreints aux industries ne sont pas disponibles pour chaque mode de transport.

La présente évaluation comprend une prévision des effets sur les biotes à l'aide de valeurs d'accumulation et d'exposition mesurées ou modélisées, qui reposent habituellement sur des expositions modélisées pour les organismes à des niveaux trophiques plus élevés. Cependant, tous les modèles sont une version simplifiée des systèmes ou processus naturels et, par conséquent, reposent sur un certain nombre d'hypothèses. Ces hypothèses, à leur tour, créent des incertitudes dans les résultats.

Les calculs de modélisation des FBA sont issus d'une grande base de données de valeurs mesurées de FBA des Grands Lacs pour des produits chimiques qui sont mal métabolisés (p. ex. des BPC). Dans le cas de la biotransformation métabolique, les prévisions modélisées des FBA sont généralement conformes aux FBA mesurés chez les poissons. De nombreux hydrocarbures pétroliers sont métabolisés rapidement, c'est-à-dire relativement métabolisés par les invertébrés, et beaucoup plus par les poissons (Arnot et Gobas, 2003; Arnot et al. , 2008a, b). L'estimation de la biotransformation au premier niveau trophique qui a servi pour le modèle est incertaine. Par conséquent, si on prend en considération ces facteurs, il est possible qu'on ait surestimé les prévisions modélisées des FBA.

L'importance et l'incidence de la bioaccumulation sont propres aux espèces et sont fonction d'une variété de facteurs, tels que les espèces, leur taille et les conditions environnementales. À l'heure actuelle, il n'y a pas de données sur le terrain relatives à des études de la bioaccumulation des gazoles restreints aux industries en tant que classe. Par conséquent, la prévision des effets repose sur la modélisation des FBA des structures représentatives, d'après des données de répartition obtenues en laboratoire.

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Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l'exposition

La caractérisation de l'exposition des substances pétrolières restreintes aux industries est axée sur les rejets fugitifs. Il s'agit notamment des gaz d'évaporation émis pendant les différents modes de transport des substances pétrolières. Les données sur les rejets involontaires (fuites ou déversements) utilisées dans l'évaluation, aux fins d'évaluer le potentiel des substances à causer des effets nocifs pour la santé humaine, sont considérées comme des rejets qui surviennent de façon non régulière ou non prévisible dans des endroits géographiques précis. Ces rejets involontaires ne contribuent pas normalement au potentiel d'exposition de la population générale au Canada.

En raison de la volatilité relativement faible des gazoles restreints aux industries (voir le tableau 1), ainsi que des règlements visant à limiter les rejets potentiels pendant la manipulation des substances pétrolières (voir l'annexe 3), l'exposition non professionnelle de la population en général découlant du chargement ou du déchargement n'est pas prévue. Malgré la volatilité relativement faible, les émissions par évaporation des gazoles restreints aux industries pendant le transport (p. ex. durant le transport par bateau entre les installations), ainsi que lors des arrêts de chargement et de déchargement au port, se retrouveront dans l'air ambiant. À ce titre, l'inhalation est la principale voie d'exposition potentielle de la population générale à proximité de tels moyens de transport.

Par inhalation

Dans la mesure où des données de surveillance des gazoles dans l'environnement ne sont pas disponibles, les niveaux de vapeurs de gazoles dans l'air ambiant ont été estimés à l'aide de SCREEN3 (1996), un modèle gaussien de dispersion atmosphérique pour les évaluations préalables, basé sur le modèle Industrial Source Complex (pour évaluer les concentrations de polluants provenant de sources diverses dans un complexe industriel).Le facteur déterminant de la dispersion de l'air dans le modèle SCREEN3 est le vent. Le niveau d'exposition maximum calculé est sélectionné en fonction d'une matrice de données météorologiques intégrée offrant différentes combinaisons de conditions météorologiques, y compris la vitesse du vent, la turbulence et l'humidité. Ce modèle prédit directement les concentrations qui résultent des rejets de source ponctuelle, diffuse ou liée à un volume. Le modèle SCREEN3 donne les concentrations maximales d'une substance chimique à des niveaux de réception choisis et à différentes distances à partir d'une source de rejet pour une population donnée se trouvant à proximité de cette source du rejet, dans la direction du vent par rapport au vent courant, une heure après un rejet. Au cours d'une période de 24 heures, pour les émissions provenant de sources ponctuelles, la concentration maximale pendant une heure (évaluée par la version 3 de ISC) est multipliée par un facteur de 0,4 pour tenir compte des orientations variables du vent. Il en ressort une estimation de la concentration dans l'air pour une exposition de 24 heures (USEPA, 1992). De même, en ce qui concerne les expositions qui se sont produites pendant l'année, on peut s'attendre à ce que la direction des vents dominants soit encore plus variable et diffère de la direction du vent pour un seul événement. Par conséquent, la concentration d'exposition maximale amortie pour une année est calculée en multipliant la concentration maximale pour une heure d'exposition par un facteur de 0,08. De tels facteurs d'échelle ne sont pas utilisés pour les émissions provenant de sources non ponctuelles. Toutefois, pour éviter la surestimation des expositions de sources diffuses, un facteur de mise à l'échelle de 0,2 a été utilisé pour obtenir les concentrations d'exposition annuelles à partir de la valeur maximale d'une heure d'exposition, obtenue avec le modèle SCREEN3. La liste détaillée des paramètres d'entrée pour le modèle SCREEN3 est présentée dans le tableau A6.1 (annexe 6). Il convient de noter que les estimations des concentrations quotidiennes sont considérées comme prudentes, car, en raison de sa conception, le SCREEN3 est un outil d'évaluation préalable prudent, utilisé comme méthode rapide pour estimer la dispersion atmosphérique de différentes substances chimiques.

À titre d'estimation prudente, les émissions par évaporation normales établies pour une journée du processus d'arrêt au port sont présumées provenir d'une zone définie plutôt que d'une source mobile (p. ex. le scénario d'exposition d'une journée utilisé pour représenter tous les 7 jours du processus d'arrêt typique au port est le scénario de la pire éventualité, où le navire est en port et stationnaire); par conséquent, les niveaux réels devraient être plus faibles, étant donné que la source de rejet se déplace pour une partie du processus d'arrêt au port de 7 jours (c.-à-d. lorsque le navire entre et quitte le port). Les émissions par évaporation normales estimatives des gazoles restreints aux industries dans l'air pendant le transport par navire (y compris la période où le navire est en port) sont d'environ 1 100 kg/année ou 3,2 kg/jour (tableau A6.2 de l'annexe 6). Le taux de rejet (7,4 × 10-5  g/s m2) est calculé en fonction de la perte de 3,2 kg/jour et la zone de rejet estimée de 50 m × 10 m. Ce taux de rejet (7,4 × 10-5  g/s m2) a été utilisé dans SCREEN3 pour déterminer les concentrations des vapeurs de gazoles dans l'air ambiant (SCREEN3, 1996). L'exposition à des gazoles évaporés se produira pendant un arrêt type d'une semaine dans un port.

Les concentrations maximales estimées de vapeurs de ces substances dans l'air ambiant pendant 24 heures sont présentées dans le tableau A6.3 (annexe 6). Pour obtenir une estimation prudente de l'exposition de la population générale à proximité de ces corridors de transport, la concentration à 1 000 m a été utilisée pour les concentrations des vapeurs de gazoles dans l'air ambiant provenant des émissions de vapeurs pendant le processus d'arrêt au port de 7 jours. La concentration maximale dans l'air ambiant à 1 000 m a été estimée à 1,0 µg/m3.

En raison de l'utilisation d'une valeur des émissions de gaz d'évaporation à partir d'une source ponctuelle plutôt que d'un navire mobile, de la mise en place d'un récepteur à 1 000 m de la source de rejets ainsi que de la nature prudente de la modélisation SCREEN3, l'estimation de la concentration d'exposition pour la population en général est considérée comme prudente.

Évaluation des effets sur la santé

Les effets sur la santé des deux gazoles restreints aux industries (nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8) ont été évalués principalement à l'aide de données propres à ces deux numéros CAS. Cependant, étant donné le nombre restreint d'études réalisées précisément sur l'évaluation des effets sur la santé des gazoles restreints aux industries pour certains paramètres ou voies d'exposition, d'autres gazoles de l'ASP qui présentent des similarités ayant trait aux procédés ainsi qu'aux propriétés physiques et chimiques ont aussi été pris en compte. Comme les propriétés physico-chimiques des gazoles restreints aux industries et des autres gazoles sont semblables, leurs propriétés toxicologiques sont probablement semblables également. Les données relatives aux effets sur la santé ont donc été regroupées et utilisées pour établir un profil toxicologique applicable à tous les gazoles. Par conséquent, les effets sur la santé des gazoles sont représentés à titre de groupe, et non par numéro CAS individuel.

L'annexe 7 comporte un résumé des renseignements disponibles relativement aux effets sur la santé des substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 chez les animaux de laboratoire. Un résumé des principales études est présenté ci-dessous. La documentation relative aux effets sur la santé renvoie à divers échantillons de catégorie portant le no CAS 64741-59-9 sous le nom d'API 83-07, API 83-08, gazole léger MD-7, gazole léger Mobil et distillat léger à craquage catalytique. Différents échantillons de la substance portant le no CAS 64741-82-8 ont été mentionnés sous les appellations de gazole léger de cokéfaction Mobil, DGMK no 8 et distillat léger à craquage thermique.

Les gazoles ont une toxicité aiguë faible. Dans les études sur la toxicité aiguë, la substance API 83-07 a révélé une DL50 orale de 3 200 mg/kg p.c. chez les rats femelles et une CL50 par inhalation de 3 350 mg/m3 chez les rats mâles (API, 1982, 1985a, 1986a). Les substances API 83-07 et 83-08 ont montré une DL50 cutanée supérieure à 2 000 mg/kg p.c. chez les lapins (API, 1982, 1985a, b). Une irritation cutanée légère à grave a été observée dans tous les cas d'exposition cutanée aiguë. Aucune étude de toxicité aiguë n'a été relevée pour la substance portant le no CAS 64741-82-8.

Dans les études de toxicité cutanée à court terme et subchronique des substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741­82-8, une irritation cutanée modérée à grave et une inflammation ont été observées chez les animaux de laboratoire à toutes les doses testées. Dans une étude à court terme dans laquelle des rates Sprague-Dawley enceintes ont été exposées à du gazole léger Mobil entre les jours de gestation 0 à 19 ou 6 à 15, une dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) de 50 mg/kg p.c. par jour a été établie d'après la diminution du gain de poids corporel maternel et du gain de poids (probablement en raison d'une baisse de la consommation d'aliments), ainsi qu'une irritation de la peau (Mobil, 1988a). Dans une étude de toxicité subchronique pendant laquelle des rats Sprague-Dawley mâles et femelles ont été exposés à la substance portant le no CAS 64741-82-8 à raison de 5 jours par semaine pendant 13 semaines, une DMENO de 30 mg/kg p.c. par jour a été établie d'après l'augmentation du nombre de lymphocytes chez les femelles et une diminution de 10 % du poids du thymus chez les mâles (Mobil, 1991). Quatre autres études cutanées à court terme et subchroniques ont été recensées pour la substance portant le no CAS 64741-59-9. Ces études ont révélé une diminution du poids du thymus et une augmentation du poids du foie chez les rats, ainsi que divers degrés d'irritation de la peau chez les rats et les lapins (API, 1985c, d; Mobil, 1985; Feuston et al., 1994). Deux autres études cutanées à court terme et subchroniques ont été signalées pour la substance portant le no CAS 64741-82-8. Un distillat léger à craque thermique a été appliqué sur la peau de rats femelles Sprague-Dawley enceintes à des doses de 15, 60, 250 ou 500 mg/kg p.c. par jour pendant les jours de gestation 0 à 19. Les effets sur les mères comme une irritation de la peau modérée à grave, de l'érythème, une desquamation, la gale et l'épaississement de la peau ont été observés à une dose non précisée (Mobil, 1988b). Dans la deuxième étude, des doses de 30, 125, 500 ou 2 000 mg/kg p.c. par jour ont été appliquées sur la peau de rats mâles et femelles Sprague-Dawley, à raison de 5 jours par semaine pendant 13 semaines. Une augmentation du poids relatif du foie a été observée à la dose 125 mg/kg p.c. par jour (Feuston et al., 1994).

Des études à exposition répétée visant à évaluer les effets sur la santé de l'inhalation des gazoles restreints aux industries n'ont pas été recensées. Donc, les niveaux d'effet critique ont été obtenus à partir d'études des effets sur la santé des gazoles connexes (tel qu'il est indiqué ci-dessus). Dans une étude à doses répétées à court terme (quatre semaines) sur rats Sprague-Dawley mâles et femelles exposés à la substance portant le no CAS 64742-80-9 (distillat moyen hydrodésulfuré), la dose de 25 mg/m3 a été identifiée comme la CMENO d'après les changements microscopiques dans les tissus nasaux et une inflammation subaiguë de la muqueuse respiratoire (API, 1986c). Une augmentation du nombre de leucocytes (environ 30 %) a également été observée, mais aucun changement macroscopique correspondant n'a été observé à l'autopsie. Dans le cadre d'une étude sur la toxicité subchronique par inhalation à exposition répétée d'un autre gazole (no CAS 68334-30-5; carburant diesel), la dose de 250 mg/m3 a été identifiée comme la CMENO d'après la diminution du poids corporel et l'augmentation du temps de réaction à l'essai d'inhibition du réflexe de sursaut, à tous les niveaux d'exposition chez les rats mâles et femelles Sprague-Dawley exposés à raison de 2 jours par semaine pendant 13 semaines, mais aucun changement histologique correspondant n'a été constaté dans le système nerveux (Lock et al.,1984). Par conséquent, on a déterminé que les doses de 25 et 250 mg/m3 correspondent, respectivement, aux niveaux d'effets critique par inhalation à court terme et subchronique, pour les gazoles restreints aux industries.

Les substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 ont été évaluées dans un nombre limité d'essais de génotoxicité in vitro et in vivo. In vivo, les substances API 83-07 et API 83-08 n'ont eu aucune incidence sur l'index mitotique des cellules de moelle osseuse de rat dans deux essais cytogénétique (API, 1985e, 1986d), mais la substance API 83-07 s'est révélée positive pour l'échange de chromatides sœurs chez les souris (API, 1989a). Aucune étude in vivo n'a été recensée pour la substance portant le no CAS 64741-82-8. In vitro, le gazole léger MD-7 a révélé un index de mutagénicité de 14 lors d'un essai d'Ames modifié, et contenait 8,7 % de composés aromatiques polycycliques (Nessel et al., 1998). Des résultats positifs pour les deux substances, soit l'API 83-07 (avec activation métabolique) et l'API 83-08 (avec et sans activation métabolique) ont également été observés dans l'analyse du lymphome de la souris (API, 1985f, g). Des résultats équivoques pour un essai d’échange de chromatides sœurs ont été observés pour l'API 83-07, avec et sans activation métabolique (API, 1988). La substance portant le no CAS 64741-82-8 a présenté des résultats positifs dans un test d’Ames modifié dans deux études différentes (Blackburn et al., 1984, 1986; Conaway et al., 1984; DGMK, 1991).

Par conséquent, les gazoles restreints aux industries démontrent un potentiel génotoxique, comme en font foi les résultats positifs dans les essais in vivo et in vitro pour l'échange de chromatides sœurs des cellules de lymphomes de souris et des tests d'Ames. Cependant, en raison du nombre restreint d'expériences réalisées pour les deux substances des présents nos CAS, les autres gazoles hautement prioritaires de l'ASP ont également été pris en compte. Le potentiel de génotoxicité de ces deux gazoles restreints aux industries est appuyé par l'ensemble de la base de données sur la génotoxicité des autres gazoles, même s'il est reconnu que les résultats étaient variables en fonction de la substance testée et de l'essai utilisé. Dans l'ensemble, les gazoles, notamment les substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8, démontrent un potentiel génotoxique.

En ce qui concerne le potentiel cancérogène des gazoles restreints aux industries, les substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 ont été classées dans la catégorie 2 des substances cancérogènes (R45 : peut causer le cancer) par la Commission européenne (ESIS, 2008). Le Système général harmonisé de classification et d'étiquetage des produits chimiques des Nations Unies a classé ces substances dans la catégorie 1B pour la cancérogénicité (H350 : pouvant causer le cancer) (Commission européenne, 2008a). Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a également indiqué que la substance portant le no CAS 64741-59-9 présente des preuves suffisantes observées chez les animaux de laboratoire quant à la cancérogénicité, conformément au groupe 2A (probablement cancérogène pour l'homme). Les données étayant cette conclusion ont été prises en considération lorsque « exposition professionnelle dans le secteur du raffinage du pétrole » a été classée comme un cancérogène du groupe 2A (probablement cancérogène pour l'homme), bien que la substance portant le no CAS 64741-59-9 n'était pas directement affectée à un groupe carcinogène du CIRC comme telle (CIRC, 1989a). D'autres gazoles ont été classés par le CIRC comme des cancérogènes du groupe 3 (inclassables quant à leur cancérogénicité pour les humains) (CIRC, 1989b, c)[4].

Le potentiel cancérogène par exposition cutanée de la substance portant le no CAS 64741-59-9 a été analysé dans le cadre d'études multiples sur des souris à la peau peinturée. On a noté une augmentation statistiquement significative du nombre de souris ayant des tumeurs cutanées après qu'elles aient été exposées de façon chronique au gazole léger MD-7 à une dose de 343 mg/kg p.c. par jour, qui correspond à la plus faible dose testée (Nessel et al., 1998). Les types de tumeurs et les effets associés étaient uniformes dans toutes les études différentes, les carcinomes squameux présentant la plus grande incidence, suivis des fibrosarcomes et des papillomes (Skisak et al., 1994; Broddle et al., 1996; Nessel et al., 1998). Une étude a étudié les activités d'initiation et de promotion de la tumeur du distillat léger à craquage catalytique (Skisak et al., 1994). Des tumeurs de la peau se sont formées chez 93 % des souris lorsque des distillats légers à craquage catalytique ont été utilisés comme agents promoteurs de la croissance de tumeurs, mais seulement 30 % des souris présentaient des tumeurs lorsqu'ils ont été utilisés comme agent initiateur de tumeurs. Dans l'ensemble, les résultats indiquent que la substance portant le no CAS 64741-59-9 peut présenter des preuves importantes d'activité cancérogène et de promotion de tumeurs lorsqu'elle est appliquée de manière chronique sur la peau des souris.

Le potentiel cancérogène par exposition cutanée de la substance portant le no CAS 64741-82-8 a été évalué à titre de substance d'essai mélangée avec trois autres gazoles. Les souris ont été exposées par voie cutanée à 1 389 mg/kg p.c. du mélange de substances, à raison de deux fois par semaine pendant 80 semaines. À 80 semaines, 98 % des souris exposées avaient développé des tumeurs cutanées (ARCO, 1980a,b, 1981). Toutefois, il est difficile d'imputer un effet cancérogène à la substance portant le no CAS 64741-82-8 en se basant sur cette étude, étant donné que la substance a été administrée en combinaison avec trois autres substances.

En ce qui concerne le potentiel tumorigène des gazoles, il est reconnu qu'ils peuvent présenter une concentration importante de composants tumorigènes, comme les hydrocarbures aromatiques polycycliques, et que l'importance de cette fraction peut varier selon la nature et la quantité des diluants utilisés ainsi qu'en fonction des opérations de craquage qu'a pu subir ou non ce constituant résiduel. Le gouvernement du Canada a mené une évaluation des risques pour la santé humaine portant sur cinq hydrocarbures aromatiques polycycliques, évaluation qui consistait en un examen critique des données pertinentes dans le cadre du programme des substances d’intérêt prioritaire. En se basant principalement sur les essais biologiques de cancérogénicité sur des modèles animaux, on a qualifié ces hydrocarbures aromatiques polycycliques de substances probablement cancérogènes pour l'homme, c’est-à-dire des substances qu’on croit poser un risque d’effet nocif quel que soit le niveau d’exposition (Canada, 1994). En raison du manque d'exposition aux gazoles, l'évaluation de la contribution des composants de gazoles à l'activité cancérogène dépasse la portée de la présente évaluation.

Le potentiel des substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 de nuire à la reproduction et au développement a aussi été évalué. Les seules DMENO disponibles sur la reproduction ou le développement pour les gazoles ont été relevées pour la substance portant le no CAS 64741-59-9 et ont été observées uniquement à la plus forte dose testée. Le gazole Mobil a présenté une DMENO sur la reproduction de 1 000 mg/kg p.c. par jour d'après l'augmentation des résorptions après l'application de la substance sur la peau des rats entre le jour 6 et le jour 15 de la gestation (Feuston et al., 1994). Dans une étude similaire, une DMENO de 1 000 mg/kg p.c. par jour a été établie pour la toxicité pour le développement, d'après la diminution statistiquement importante du poids corporel des fœtus, après que des rates enceintes aient été exposées à la substance par voie cutanée pendant les jours de gestation 0 à 6 et 6 à 15 (le poids corporel des fœtus présentait également une tendance à la baisse dans le groupe exposé à une dose de 500 mg/kg p.c. par jour pendant les jours de gestation 0 à 19) (Mobil, 1988a). Trois études menées sur la substance portant le no CAS 64741-82-8 n'ont révélé aucun effet sur le développement ou la reproduction lorsqu'elle était appliquée sur la peau des rats. Les doses variaient de 15 à 2 000 mg/kg p.c. par jour (Mobil, 1988b, 1991; Feuston et al.,  Toutes les autres études portant sur les gazoles hautement prioritaires de l'APS administrés par voie cutanée ou par inhalation ont produit des résultats négatifs à toutes les doses/concentrations mises à l'essai. Les données dont on dispose indiquent que, lorsqu'ils sont appliqués à des animaux de laboratoire par inhalation ou par voie cutanée pendant la gestation, les gazoles restreints aux industries ne présentent pas une toxicité importante pour le développement ou la reproduction.

Aucune documentation relative aux études épidémiologiques chez les humains portant sur les gazoles restreints aux industries n'a été relevée. Cependant, l'examen des études qui ont évalué les autres gazoles ont révélé un rapport de cas mettant en cause l'exposition cutanée répétée au diesel, donnant lieu à des effets néfastes sur la santé, y compris l'insuffisance rénale (Crisp et al., 1979). Par ailleurs, une étude cas-témoins sur des hommes cancéreux a révélé une corrélation entre le cancer de la prostate et des expositions en milieu professionnel pour les carburants diesel. Toutefois, il n'y avait aucune preuve d'une relation dose-réponse positive (Siemiatycki et al., 1987). En raison des facteurs de confusion et des données limitées, les éléments de preuve recueillis lors de ces études sont considérés comme étant insuffisants pour tirer une conclusion sur les effets de l'exposition humaine à des gazoles.

Caractérisation des risques pour la santé

Les gazoles restreints aux industries ont été établis comme étant hautement prioritaires aux fins d'intervention lors de la catégorisation de la Liste intérieure des substances (LIS), car on estime qu'ils présentent le plus  grand potentiel d'exposition pour les particuliers au Canada et un risque élevé pour la santé humaine. Un effet critique pour la catégorisation initiale des gazoles restreints aux industries était la cancérogénicité, basé principalement sur les classifications par des organismes internationaux. Ces substances ont été classées par la Commission européenne comme étant des cancérogènes de catégorie 2 (ESIS, 2008), par le Système général harmonisé de classification et d'étiquetage des produits chimiques comme étant des cancérogènes de catégorie 1B (Commission européenne, 2008a) et par le Centre International de recherche sur le Cancer (CIRC) comme étant des cancérogènes du groupe 2B (CIRC, 1989a, b, c). Plusieurs études sur le cancer menées sur des animaux de laboratoire ont révélé la formation de tumeurs cutanées après l’application répétée de la substance portant le no CAS 64741-59-9 sur la peau de ces animaux (Skisak et al., 1994; Broddle et al., 1996; Nessel et al., 1998). Ces dernières se sont avérées génotoxiques dans le cadre d'essais in vivo et in vitro. Il n'existe aucune étude sur la cancérogénicité par inhalation pour présenter le potentiel cancérogène de ces substances sur la population en général suite à une exposition par inhalation.

Les effets sur la santé à long terme des gazoles ont principalement été examinés par l’exposition par voie cutanée; cela est probablement attribuable en partie à sa volatilité relativement faible (tableau 1). Les études relatives aux effets sur la santé des rongeurs à partir desquelles les CMENO à court terme et subchroniques ont été sélectionnées (comme données représentatives pour les gazoles restreints aux industries) utilisaient toutes deux des méthodes artificielles (pulvérisateur et chaleur) pour générer des aérosols et augmenter les concentrations de ces substances dans l'air ambiant, soulignant par le fait même la faible volatilité de gazoles en général et indiquant que, dans des conditions normales, la volatilisation des gazoles restreints aux industries serait minime (c.-à-d. qu'elle ne donnerait pas lieu à d'importantes concentrations de vapeur dans l'air ambiant).

Étant donné que l'exposition potentielle de la population générale aux gazoles restreints aux industries est due principalement à l'inhalation de l'air ambiant contenant des vapeurs de gazoles, provenant des émissions par évaporation durant le transport, et que les estimations de la concentration d'air maximale (1,0 µg/m3) sont considérées comme étant faibles, le risque pour la santé humaine est également considéré comme étant faible. L'estimation des concentrations dans l'air ambiant est très prudente et mise en évidence par l'hypothèse selon laquelle les émissions par évaporation journalières totales se produisent dans une zone géographique déterminée à partir d'une source ponctuelle fixe (sous des conditions normales d'exploitation, les émissions par évaporation proviennent principalement de sources mobiles; par conséquent, les rejets sont répartis dans une zone géographique étendue).

On ne s'attend pas à ce que l'ensemble de la population soit exposée aux gazoles restreints aux industries par voie cutanée et par voie orale; par conséquent, on ne s'attend pas à ce qu'une exposition par ces voies pose un risque pour la santé humaine.

On ne disposait d'aucune donnée propre aux gazoles restreints aux industries en ce qui concerne les effets non cancérogènes (repérés chez les animaux de laboratoire) après l'exposition par inhalation. Par conséquent, les concentrations les plus faibles entraînant des effets sur la santé attribuables aux expositions par inhalation, déterminées à partir de l'ensemble de données toxicologiques sur des gazoles, ont été utilisées en tant que données représentatives pour les substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8. La CMENO à court terme définie à partir des données regroupées sur les gazoles était de 25 mg/m3, d'après une inflammation de la muqueuse respiratoire chez les rats Sprague-Dawley à la suite de quatre semaines d'expositions répétées et quotidiennes à la substance portant le no CAS 64742-80-9.  La CMENO subchronique était de 250 mg/m3 , d'après la diminution du poids corporel de rats et une augmentation du temps de réaction de l'essai acoustique d’inhibition du réflexe de sursaut après 13 semaines d'exposition à la substance portant le no CAS 68334-30-5. La comparaison de ces concentrations ayant un effet non cancérogène pour l'exposition par inhalation chez les rongeurs avec l'estimation de la concentration maximale dans l'air ambiant de 1,0 µg/m3 (en fonction de la concentration de vapeur dans l'air à 1 000 m d'une source d'émissions fixes) donne des marges d'exposition de 25 000 et 250 000 pour les effets à court terme et subchronique, respectivement. Ces marges d'exposition sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l'exposition et les effets cancérogènes et non cancérogènes sur la santé, en particulier compte tenu de la nature très prudente de l'estimation de la concentration maximale d'air et de l'utilisation des seuils critiques les plus faibles selon les données toxicologiques regroupées sur les gazoles.

Incertitudes liées à l'évaluation des risques pour la santé humaine

Les évaluations préalables de l'ASP étudient des substances de composition inconnue ou variable, produits de réaction complexes et matières biologiques (UVCB) composées d'un certain nombre de substances sous diverses proportions, en raison de la source de pétrole brut ou de bitume et de son traitement ultérieur. Des renseignements obtenus lors des activités de surveillance ou des limitations provinciales et territoriales des rejets provenant des installations de pétrole ciblent les rejets généraux (tels que les huiles et les graisses) dans l'eau ou dans l'air, ou le total des composés organiques volatils dans l'air. Ces catégories de rejets sont trop grandes pour permettre d'identifier les substances UVCB comme la source. À ce titre, la surveillance de l'étendue des rejets ne permet pas d'obtenir des données suffisantes pour associer un rejet détecté à une substance précise désignée par un no CAS, ni de définir la proportion de rejets attribuables à un no CAS individuel.

Il existe des incertitudes quant à l'ampleur de la prudence intégrée dans l'estimation de l'exposition des humains, car, en l'absence de données sur la surveillance de l'air ambiant pour les gazoles, la modélisation SCREEN3 a été utilisée pour dresser le profil de dispersion de vapeur de gazoles. Les hypothèses du modèle SCREEN3 (voir les tableaux A6.1 et A6.2 dans l’annexe 6) contribuent également à ces incertitudes.

Il existe aussi des incertitudes dans les équations utilisées pour estimer les émissions par évaporation. Il est à noter que les émissions par évaporation pendant le transport peuvent varier selon l'étroitesse des conteneurs de transport, des réglages de la valve, des modes de chargement dans les terminaux (p. ex. par submersion, par éclaboussement ou par le bas) et l'utilisation d'un système d'équilibre de la vapeur. L'estimation des émissions de gaz d'évaporation ne tient pas compte de ces variables.

La composition chimique précise des substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 n'est pas bien définie étant donné que les gazoles sont des UVCB. Le nombre, l'identité et la proportion des composants formant les différents gazoles portant le même no CAS peuvent varier grandement en fonction des conditions d'exploitation, des charges d'alimentation et des unités de traitement. Par conséquent, l'ensemble de données toxicologiques reflète cette variabilité. Pour cette raison, des doutes persistent concernant la caractérisation des risques pour la santé humaine, comme les données relatives aux effets sur la santé provenant d'études d'une classe particulière peuvent ne pas être entièrement représentatives de l'éventail des classes qui portent le même numéro CAS. La réalisation d'autres recherches par la communauté scientifique ou le secteur pétrolier pour élucider la composition exacte des substances pétrolières permettrait de mieux caractériser les risques potentiels pour la santé associés à une exposition potentielle à ces substances.

Il existe également des incertitudes quant à l'évaluation des risques en raison du fait que les études portant sur les expositions répétées par voie orale et par inhalation aux substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 n'étaient généralement pas disponibles, et les études portant sur d'autres gazoles ont été occasionnellement utilisées aux fins de l'évaluation des effets sur la santé. À ce titre, pour calculer les marges d'exposition pour l'exposition par inhalation à ces substances, les données représentatives sur d'autres gazoles ont été utilisées, ce qui a introduit des incertitudes supplémentaires. Cependant, dans tous les cas pertinents, des hypothèses prudentes ont été émises concernant l'exposition et les effets sur la santé.

Une analyse complète du mode d'action concernant la tumorigenèse n'a pas été réalisée aux fins de la présente évaluation préalable des gazoles. Les différences inhérentes de sensibilité entre les animaux de laboratoire et les humains n'ont pas été prises en compte non plus.

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Conclusion

D'après une comparaison des concentrations susceptibles d'entraîner des effets nocifs sur les organismes avec des niveaux d'exposition estimés, les gazoles mentionnés dans le présent rapport ont le potentiel d'avoir des effets nocifs sur la vie aquatique dans les eaux relativement exiguës entourant un quai de chargement. Toutefois, étant donné la faible fréquence des déversements de gazoles dans l'eau de mer pendant le chargement des navires (en moyenne inférieur(e) à 1 par année), les déversements de ces gazoles restreints aux industries ne devraient pas avoir des effets néfastes sur l'environnement.

D'après les données présentées aux fins de la présente évaluation préalable sur la fréquence et l'importance des déversements, ces substances présentent un risque faible d'effets nocifs sur les organismes ou sur l'intégrité globale de l'environnement. Il est conclu que les gazoles restreints aux industries (numéros de CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 ne satisfont à aucun des critères énoncés aux alinéas 64a) et 64b) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

À la lumière des renseignements présentés dans le présent document, on croit que les gazoles restreints aux industries (nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8) contiennent une forte proportion de composés qui atteignent ou dépassent les critères de persistance définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999).

À la lumière des marges d'exposition adéquates entre les niveaux d'effet critique et les estimations de la limite supérieure de l'exposition pour l'ensemble de la population, il est conclu que les gazoles restreints aux industries (nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8) ne satisfont pas aux critères énoncés à l'alinéa 64c) de la LCPE (1999), car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantitéou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.  

Par conséquent, il est conclu que les gazoles restreints aux industries inscrits sous les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 ne satisfont à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999).

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Annexes

Notes de bas de page

[1] La détermination de la conformité à l'un ou plusieurs des critères énoncés à l'article 64 est basée sur une évaluation des risques potentiels pour l'environnement ou la santé humaine associés aux expositions dans l'environnement en général. Pour les humains, cela inclut, sans toutefois s'y limiter, les expositions par l'air ambiant et intérieur, l'eau potable, les produits alimentaires et l'utilisation de produits de consommation. Une conclusion établie en vertu de la LCPE 1999 portant sur les substances pétrolières énumérées dans le Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) n'est pas pertinente à une évaluation, qu'elle n'empêche pas non plus, par rapport aux critères de risque définis dans le Règlement sur les produits contrôlés, qui fait partie d'un cadre réglementaire pour le Système d'information sur les matières dangereuses au travail pour les produits destinés à être utilisés au travail. De la même manière, la conclusion qui s'inspire des critères contenus dans l'article 64 de la LCPE (1999) n'empêche pas les mesures prises en vertu d'autres articles de la LCPE ou d'autres lois.
[2] Aux fins de l'évaluation préalable des substances inscrites dans l'approche pour le secteur pétrolier, un site est défini comme le périmètre de la propriété où une installation est située.Dans ces cas, les installations sont des raffineries de pétrole, des usines de valorisation ou des usines de gaz.
[3] Aux fins de l'évaluation préalable des substances inscrites dans l'Approche pour le secteur pétrolier (ASP), un circuit confiné est défini comme un système à l'intérieur d'une installation dont les substances ne sont pas rejetées dans l'environnement, et dont les pertes sont récupérées pour être redistribuées, réutilisées ou détruites.
[4] Cette catégorie est plus couramment utilisée pour les agents, mélanges et circonstances d'exposition pour lesquels la preuve de la cancérogénicité est inadéquate pour les humains et inadéquate ou limitée chez les animaux de laboratoire.

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Table des matières

Sommaire

Les ministres de l’Environnement et de la Santé ont procédé à une évaluation préalable des gazoles suivants restreints aux industries :

Gazoles suivants restreints aux industries
No CAS[a] Nom dans la LIS[b]
64741-59-9 Distillats légers (pétrole), craquage catalytique
64741-82-8 Distillats légers (pétrole), craquage thermique

[a] Le CAS est la propriété de l'American Chemical Society. Toute utilisation ou redistribution est interdite sans l'autorisation écrite préalable de l'American Chemical Society, sauf si elle sert à répondre aux besoins législatifs ou si elle est nécessaire pour les rapports destinés au gouvernement lorsque des renseignements et des rapports sont exigés par la loi ou une politique administrative.

[b] LIS, Liste intérieure des substances.

Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l’égard de ces substances durant la catégorisation visant la Liste intérieure, car on estime qu’elles présentent le risque d'exposition le plus élevé pour les particuliers au Canada et que leur risque pour la santé humaine est élevé. Ces substances satisfont aux critères de catégorisation écologique relatifs à la persistance ou au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. Elles ont été incluses dans l’approche pour le secteur pétrolier parce qu’elles sont liées à ce secteur et sont considérées comme des substances de composition inconnue ou variable, des produits de réaction complexes ou des matières biologiques (UVCB).

Ces gazoles sont un groupe de combinaisons complexes d’hydrocarbures pétroliers utilisés comme bases dans la production de carburants pour les moteurs diesel ainsi que pour le chauffage industriel et résidentiel. Certains de ces produits mélangés peuvent aussi être utilisés comme solvants. La composition ainsi que les propriétés chimiques et physiques des gazoles diffèrent selon les sources de pétrole brut ou de bitume et les étapes de traitement. La substance portant le numéro de registre du Chemical Abstracts Service (no CAS) 64741-59-9 est un distillat léger à craquage catalytique, dont la plage d’ébullition typique s’étend de 179 °C à 382 °C, et est une combinaison complexe d’hydrocarbures aromatiques et aliphatiques, dont la chaîne carbonée comporte principalement de 9 à 25 atomes de carbone. La substance portant le numéro CAS 64741-82-8 est une combinaison complexe d’hydrocarbures aromatiques, aliphatiques et cycloalcanes, constitués principalement de 10 à 22 atomes de carbone, dont la plage d’ébullition varie généralement de 160 à 370 °C. Afin de prévoir le comportement général de ces substances complexes dans le but d’évaluer le potentiel d’effets sur l’environnement, des structures représentatives ont été sélectionnées à partir de chaque classe chimique des substances.

Les deux substances faisant l’objet de la présente évaluation préalable sont restreintes aux  industries, c’est-à-dire qu’elles constituent un sous-ensemble de gazoles qui peuvent quitter une installation du secteur pétrolier et être transportés dans d’autres installations  industrielles. Selon les renseignements déclarés en application de l’article 71 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (1999) [LCPE (1999)] et d’autres sources de renseignements, ces gazoles sont transportés par les installations pétrolières vers d’autres installations industrielles par bateau et par camion; par conséquent, l’exposition dans l’environnement est possible.

D’après les résultats d’une comparaison des concentrations susceptibles d’entraîner des effets nocifs sur les organismes avec des niveaux d’exposition estimés et d’autres renseignements, ces gazoles présentent un faible risque d’effets nocifs sur la vie aquatique en raison de déversements dans les eaux relativement exiguës entourant un quai de chargement. L’estimation de la fréquence de déversements de volume suffisant pour être préoccupant pour l’environnement lors du chargement d’un navire est inférieure à un incident par année; pour le chargement des camions, cette valeur est à près de zéro incident préoccupant par année étant donné les faibles volumes transportés.

Selon les données contenues dans la présente évaluation préalable sur la fréquence et l’importance des déversements, ces substances présentent un faible risque d’effets nocifs sur les organismes ou sur l’intégrité globale de l’environnement. Il est conclu que les gazoles restreints aux industries (nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8) ne satisfont à aucun des critères énoncés aux alinéas 64a) et 64b) de la LCPE (1999), car ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l’environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l’environnement essentiel pour la vie.

La cancérogénicité constitue un effet critique pris en considération lors de la catégorisation initiale des gazoles restreints aux industries en se fondant principalement sur les classifications établies par des organismes internationaux. Plusieurs études sur le cancer menées sur des animaux de laboratoire ont révélé la formation de tumeurs cutanées après l’application répétée de la substance portant le numéro CAS 64741-59-9. Les gazoles restreints aux industries se sont avérés génotoxiques dans le cadre d’essais in vivo et in vitro, mais ils ne semblent pas avoir d’effets sur la reproduction ou le développement chez les animaux de laboratoire lorsqu’ils sont appliqués sur la peau. Il n’existe aucune étude sur la cancérogénicité par inhalation pour contribuer à déterminer le potentiel cancérogène de ces substances sur la population en général par suite d’une exposition par inhalation. Les données sur d’autres gazoles de l’approche pour le secteur pétrolier qui présentent des similarités du point de vue de leur traitement ainsi que de leurs propriétés physiques et chimiques ont été prises en compte afin de caractériser les effets sur la santé humaine.

Il existe une faible possibilité d’exposition de la population générale par inhalation de l’air ambiant contenant des vapeurs de gazoles en raison des gaz d’évaporation pendant le transport. Une comparaison des concentrations associées à un effet critique par inhalation et de la tranche supérieure des estimations de l’exposition par cette même voie donne des marges d’exposition qui sont jugées adéquates pour tenir compte de certaines incertitudes liées aux effets sur la santé et l’exposition. Comme la population générale n’est pas censée être exposée aux gazoles restreints aux industries par voie cutanée et par voie orale, on ne s’attend donc pas à ce qu’une exposition à de tels gazoles par ces voies présente un risque pour la santé humaine.

Selon les renseignements contenus dans la présente évaluation préalable, il est conclu que les gazoles restreints aux industries (nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8) ne satisfont à aucun des critères énoncés à l'alinéa 64c) de la LCPE (1999) puisqu’ils ne pénètrent pas dans l’environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Par conséquent, il est conclu que les gazoles restreints aux industries inscrits sous les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 ne satisfont à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999).

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Introduction

La Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)] (Canada, 1999) exige que les ministres de l'Environnement et de la Santé procèdent à une évaluation préalable des substances qui satisfont aux critères de la catégorisation énoncés dans la Loi afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l'environnement ou la santé humaine.

En se fondant sur l’information obtenue dans le cadre de la catégorisation, les ministres ont jugé qu’une attention hautement prioritaire devait être accordée à un certain nombre de substances, à savoir :

Un élément clé du Plan de gestion des produits chimiques du gouvernement du Canada est l'approche pour le secteur pétrolier (ASP), qui prévoit l'évaluation d'environ 160 substances pétrolières jugées hautement prioritaires. Ces substances sont principalement liées au secteur pétrolier et sont considérées comme des substances de composition inconnue ou variable, des produits de réaction complexes ou des matières biologiques (UVCB).

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCPE (1999) mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance satisfait aux critères de toxicité des substances chimiques au sens de l'article 64 de la Loi. Les évaluations préalables visent à examiner les renseignements scientifiques et à tirer des conclusions fondées sur le poids de la preuve et le principe de prudence.[1]

Groupes de substances pétrolières

Les substances pétrolières hautement prioritaires sont divisées en neuf groupes de substances en fonction des similitudes qui existent quant à leur production, leur toxicité et leurs propriétés physicochimiques (tableau A1.1 de l'annexe 1). Afin de réaliser les évaluations préalables, chaque substance pétrolière hautement prioritaire a été placée dans une des cinq catégories (ou « classes »), selon sa production et son utilisation au Canada :

Classe 0 : Les substances qui ne sont pas produites par le secteur pétrolier ou qui ne sont pas commercialisées.
Classe 1 : Les substances restreintes aux installations, soit des substances qui ne sont pas censées être transportées à l’extérieur des raffineries, des usines de valorisation ou des usines de traitement du gaz naturel[2] .
Classe 2 : Les substances restreintes aux industries, c'est-à-dire les substances qui peuvent quitter une installation du secteur pétrolier et être transportées dans d'autres installations industrielles (par exemple, pour être utilisées comme matières premières, carburant ou substances de base), mais qui ne se retrouvent pas sur le marché public dans leur forme originale.
Classe 3 : Les substances principalement utilisées comme carburant par les industries et les consommateurs.
Classe 4 : Les substances susceptibles d'être présentes dans les produits offerts aux consommateurs.

Une analyse des données disponibles a permis de déterminer que 16 substances pétrolières du groupe 2 sont évaluées. Ces substances sont présentes dans cinq des neuf groupes suivants : mazouts lourds, gazoles, gaz de pétrole et de raffinerie, naphtes à faible point d'ébullition (NFPE) et pétrole brut.

La présente évaluation préalable porte sur deux gazoles restreints aux industries portant les numéros du registre du Chemical Abstracts Service (no CAS) 64741-59-9 et 64741-82-8. Ces substances ont été désignées comme présentant le plus fort risque d'exposition (PFRE) au cours de l'exercice de catégorisation, et on estime qu'elles présentent un risque élevé pour la santé humaine. Elles satisfont aux critères de catégorisation écologique relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. D'après les renseignements déclarés en application de l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2008, 2009) et d'autres sources d'information, ces substances peuvent être utilisées sur place ou être transportées à partir d'installations pétrolières à d'autres installations industrielles, mais elles ne sont pas vendues directement aux consommateurs.

Un gazole restreint aux installations a déjà été évalué dans le cadre du groupe 1, et onze autres sont évalués séparément, car ils appartiennent aux groupes 3 et 4 (voir ci-dessus).

Les effets sur la santé des gazoles restreints aux industries ont été évalués principalement à l'aide de données propres à deux numéros CAS (nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8), mais en tenant compte également des données concernant les effets sur la santé d'autres gazoles (p. ex. une approche « regroupée »).

Cette évaluation préalable prend en considération l'information sur les propriétés des produits chimiques, les utilisations, l'exposition et les effets, y compris les renseignements supplémentaires soumis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999). Les données pertinentes pour l'évaluation préalable de ces substances sont tirées de publications originales, de rapports de synthèse et d'évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et d'autres documents consultés au cours de recherches documentaires menées récemment, jusqu'en septembre 2011 en ce qui concerne les sections du document concernant l'exposition humaine, l'environnement et les effets sur la santé. Les études importantes ont été évaluées et utilisées de façon critique, dans la mesure du possible, et les résultats de modélisation ont servi à formuler des conclusions.

La caractérisation des risques pour l'environnement tient compte des données pertinentes au comportement environnemental, la persistance, la bioaccumulation et la toxicité combinées à une estimation de l'exposition des organismes non humains pouvant être touchés à partir d'importantes sources de rejets dans l'environnement. Afin de prédire le comportement global dans l'environnement et les propriétés de substances complexes comme ces gazoles restreints aux industries, des structures représentatives ont été sélectionnées à partir de chaque classe chimique qui se trouve dans les substances. Les conclusions sur les risques pour l’environnement se basent sur une estimation des concentrations dans l'environnement provenant des rejets dans l’environnement ainsi que du potentiel de ces concentrations d’avoir des effets néfastes sur les organismes non humains. De plus, on prend en compte d'autres éléments de preuve, notamment le devenir ainsi que la présence temporelle et spatiale dans l'environnement, et les propriétés dangereuses de la substance. Le but de la section écologique de l'évaluation préalable est de résumer les données les plus pertinentes sur le comportement dans l'environnement et les effets environnementaux, et ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Les gazoles restreints aux industries sont complexes et variables; et quelle que soit l'approche ou quel que soit le modèle, l'éventail de variables présentes dans ces substances ne sera pas entièrement représenté. Des modèles environnementaux et des comparaisons avec des substances pétrolières semblables peuvent avoir aidé à l'évaluation.

L’évaluation des risques pour la santé humaine tient compte des données utiles à l’évaluation de l’exposition de la population générale (exposition non professionnelle) ainsi que des données sur les effets pour la santé. Les effets sur la santé ont été évalués à partir de données toxicologiques recueillies pour les gazoles ayant une priorité élevée. Les décisions concernant les risques pour la santé humaine reposent sur la nature de l'effet critique retenu et sur la marge entre les valeurs prudentes de concentration donnant lieu à des effets et les estimations de l'exposition, en tenant compte de la confiance accordée au caractère exhaustif des bases de données sur l'exposition et les effets, et ce, dans le contexte d'une évaluation préalable. L'évaluation préalable n’est pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire des renseignements essentiels à l'appui de la conclusion proposée.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d’Environnement Canada et elle intègre les résultats d’autres programmes exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d'une étude consignée par des pairs et d'une consultation de ces derniers. Des commentaires sur les parties techniques concernant la santé humaine ont été reçus de la part d'experts scientifiques désignés et dirigés par la Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA), notamment M. Thomas Booze, Ph. D. (Environmental Protection Agency de la Californie, Department of Toxic Substances Control), M. Michael Dourson, Ph. D. (TERA), M. Stephen Embso-Mattingly, Ph. D. (NewFields Environmental Forensics Practice, LLC) et M. Michael Jayjock, Ph. D. (The Lifeline Group). Bien que les commentaires externes aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada assument la responsabilité du contenu final et des résultats de l’évaluation préalable.

Les principales données et considérations sur lesquelles repose la présente ébauche d'évaluation préalable sont résumées ci-après.

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Identité de la substance

Les gazoles forment une catégorie de substances pétrolières utilisés principalement dans la production de carburants pour les moteurs diesel ainsi que pour le chauffage industriel et résidentiel. Certains de ces produits mélangés peuvent aussi être utilisés comme solvants (CONCAWE, 1996). La substance portant le no CAS 64741-59-9 est une combinaison complexe d'hydrocarbures dont le point d'ébullition se situe entre 179 °C et 382 °C et dont la chaîne carbonée comporte principalement de 9 à 25 atomes de carbone (CONCAWE, 1996; ECB, 2000; API, 2003a) (voir le tableau A2.1 à l'annexe 2). La substance portant le no CAS 64741-59-9 est habituellement composée en grande partie de composés aromatiques (60 à 72 %), le reste étant composé de différentes proportions d'alcanes, de cycloalcanes et d'alcènes. La substance portant le no CAS 64741-82-8 est constituée principalement d'hydrocarbures insaturés (aromatiques) dont la chaîne carbonée comporte principalement de 10 à 22 atomes de carbone, avec un point d'ébullition de 160 °C à 370 °C (CONCAWE, 1996; Shell, 2011).

Ces substances de composition inconnue ou variable, produits de réactions complexes ou matières biologiques sont des combinaisons complexes de molécules d'hydrocarbure, d'origine naturelle ou résultant de réactions chimiques et de processus qui ont lieu pendant le procédé de valorisation et de raffinage. Étant donné leurs compositions complexes et variables, dans la pratique, elles ne pourraient pas se former par la simple combinaison de composants individuels.

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Propriétés physiques et chimiques

La composition ainsi que les propriétés physiques et chimiques des gazoles diffèrent en fonction de la source de pétrole brut ou de bitume ainsi que des étapes de traitement (CONCAWE, 1996). Les propriétés physiques et chimiques générales des gazoles restreints aux industries sont présentées dans le tableau 1.

Tableau 1. Propriétés physiques et chimiques générales des gazoles restreints aux industries
Propriété Type Valeurs Température (°C) Références
Point d’ébullition (°C) Expérimental 160–382   CONCAWE, 1996; ECB, 2000;
API, 2003a
Densité (kg/L) Expérimental 0,84 à 0,97 15 CONCAWE, 1996
Pression de vapeur (Pa) Expérimental/modélisé 400 40 CONCAWE, 1996
Log Koe
(sans dimension)		 Expérimental/modélisé 3,9 - supérieur(e) à 6,0   CONCAWE, 1996
Abréviations : K co , coefficient de partage carbone organique-eau; K oe , coefficient de partage octanol-eau.

En règle générale, les gazoles contiennent des alcanes linéaires et ramifiés, des cycloalcanes, des hydrocarbures aromatiques et des mélanges de cycloalcanes aromatiques comportant de 9 à 25 atomes de carbone. Ceux qui sont soumis à un procédé de craquage (processus qui brisent les hydrocarbures à longue chaîne en hydrocarbures à chaînes plus courtes), comme ceux du présent rapport, contiennent habituellement certains hydrocarbures alcènes insaturés (CONCAWE, 1996], bien que les proportions des alcènes présents dans les substances portant les nos CAS précis représentent habituellement moins de 4 % de l'ensemble des substances. De plus, les plages des points d'ébullition déterminent la taille des hydrocarbures présents dans les substances ainsi que leur type.

Afin de prédire le comportement global dans l'environnement et le destin des substances complexes comme ces gazoles restreints aux industries, des structures représentatives ont été sélectionnées à partir de chaque classe chimique qui se trouve dans les substances. Vingt-sept structures représentatives ont été sélectionnées (voir le Tableau A2.2 de l'annexe 2) provenant de la base de données de PetroTox (2009). En choisissant les structures représentatives, la quantité de données disponibles, les plages des points d'ébullition et le nombre d'atomes de carbone ont été pris en compte. Les structures portant un no CAS ont été privilégiées. Étant donné que la composition de ces gazoles n'est pas bien définie et est variable, on ne considère pas que les structures représentatives doivent être proportionnelles aux concentrations réelles dans les substances. Le processus de sélection a donné lieu à des structures représentatives des alcanes, des isoalcanes, des cycloalcanes monocycliques et bicycliques, des polycycloalcanes, des cycloalcanes monoaromatiques et diaromatiques et des substances aromatiques à un, deux, trois et quatre cycles comportant de 9 à 20 atomes de carbone (voir le tableau A2.2 à l'annexe 2). Des données sur les propriétés physiques et chimiques de chaque structure représentative ont été rassemblées à partir d'ouvrages scientifiques et du groupe de modèles environnementaux inclus dans l'Estimation Programs Interface Suite (EPI Suite, 2008) de l'Environmental Protection Agency des États-Unis (USEPA) (tableau A2.2 dans l'annexe 2). Ce processus a été utilisé pour permettre l'évaluation de tous les gazoles (et autres substances pétrolières) dans le cadre de l'approche pour le secteur pétrolier.

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Sources

Les gazoles restreints aux industries faisant l'objet de la présente évaluation préalable sont produits dans les raffineries et les usines de valorisation canadiennes. Les descriptions des nos CAS (NCI, 2006) et les diagrammes caractéristiques des procédés de traitement (Hopkinson, 2008) indiquent l'origine de ces gazoles. Les renseignements fournis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) et d'autres sources d'information indiquent que les substances peuvent être des flux intermédiaires utilisés dans une installation ou transportés hors site (Environnement Canada 2008, 2009).

La substance portant le no CAS 64741-59-9 se forme par craquage catalytique de substances provenant de divers procédés de distillation et d'extraction (p. ex. désasphaltage en dissolution ou viscoréduction) dans une raffinerie.

La substance portant le no CAS 64741-82-8 est un distillat obtenu par craquage thermique (p. ex. cokéfaction ou viscoréduction) de résidus de distillation sous vide ou de cokéfaction du bitume et de résidus d'hydrocraquage.

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Utilisations

Selon les renseignements recueillis par l'entremise de l'Avis concernant certaines substances pétrolières de priorité élevée (Environnement Canada, 2008) et de l'Avis concernant certaines substances pétrolières de priorité élevée pouvant être limitées à l'industrie (Environnement Canada, 2009), publié en vertu de l'article 71 de la LCPE 1999, et d'autres sources d'information, les gazoles restreints aux industries faisant l'objet de la présente évaluation préalable sont utilisés sur place ou mélangés à d'autres substances qui quittent le site avec des nos CAS différents ou qui sont transportés vers d'autres installations industrielles. Même si plusieurs codes d'utilisation établis au cours de l'élaboration de la Liste intérieure des substances (LIS) ont été relevés pour ces substances, il a été déterminé à la suite des renseignements fournis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999), des déclarations volontaires de la part de l'industrie, d'un examen approfondi de la littérature et de l'étude des fiches signalétiques que les gazoles restreints aux industries portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 peuvent quitter l'installation pétrolière et être transportés à une autre installation industrielle, où ils sont utilisés comme matières premières, mais ils ne se retrouvent pas sur le marché public dans leur forme originale.

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Rejets dans l’environnement

Les rejets porentiels de gazoles restreints aux industries comprennent des rejets dans les installations provenant d'activités associées au traitement de ces substances, ainsi que les rejets liés au transport de ces substances entre des installations industrielles.

En raison de la nature complexe de l'industrie pétrolière et de l'industrie de transport, ainsi que de l'ambiguïté de la documentation en ce qui concerne la terminologie essentielle à la compréhension des évaluations du groupe 2, il est important que les définitions propres à l'évaluation des substances pétrolières restreintes aux industries soient bien comprises. Le tableau 2 présente la terminologie propre à la présente évaluation.

Tableau 2. Définition des termes propres aux évaluations de substances pétrolières restreintes aux industries dans le cadre de l'approche pour le secteur pétrolier

Terminologie
Définition
Rejet
Terme générique pour définir une fuite, un déversement, un évent ou tout autre rejet d'une substance gazeuse ou liquide, incluant les rejets contrôlés et involontaires comme il est défini ci-dessous, mais n'incluant pas les événements catastrophiques.
Rejet contrôlé
Tout rejet prévu, que ce soit à des fins de sécurité ou d'entretien ou à d'autres fins, qui est considéré comme une opération de routine et réalisé dans un environnement contrôlé.
Rejet involontaire
Tout rejet imprévu d'une substance pétrolière. Les causes peuvent comprendre la défaillance de l'équipement, des pratiques d'entretien inappropriées, un manque de pratiques opérationnelles adéquates, des conditions météorologiques défavorables ou d'autres facteurs imprévus, mais il peut également s'agir d'une activité régulière des opérations normales. Les deux catégories suivantes sont comprises dans les rejets involontaires : (1) les déversements ou fuites involontaires résultant du traitement, de la manutention et du transport d'une substance pétrolière (les industries sont en mesure de contrôler ces déversements ou fuites); (2) les rejets accidentels qui peuvent ne pas être contrôlés par les industries. Seuls les déversements ou fuites involontaires (catégorie 1 définie ci-dessus) sont pris en compte dans l'évaluation du potentiel des substances pétrolières restreintes aux industries à causer des dommages écologiques.
Rejet fugitif
Un type précis de rejet involontaire. Cela correspond à un rejet involontaire, qui a lieu dans des conditions normales d'exploitation, d'une substance gazeuse dans l'air ambiant. Ce rejet peut se produire de manière régulière. Les émissions fugitives peuvent être réduites, mais ne peuvent pas être entièrement évitables, en raison des propriétés physiques et chimiques de la substance, de la conception de l'équipement et des conditions d'exploitation. Les gaz d'évaporation émis pendant le transport des substances pétrolières sont des émissions fugitives qui sont prises en considération dans l'analyse de l'exposition humaine visant à évaluer les effets nocifs potentiels de la substance sur la santé humaine.

Rejets potentiels sur place

Les rejets possibles de gazoles à partir des raffineries et des usines de valorisation peuvent être définis comme étant des rejets contrôlés ou involontaires. Les rejets contrôlés sont des rejets prévus provenant des soupapes de surpression, des vannes d'aération et des systèmes de vidange, que ce soit par mesure de sécurité ou au cours d'activités d'entretien. Les rejets involontaires prennent habituellement la forme de déversements ou de fuites liés à divers équipements, valves, canalisations ou brides. Les opérations des raffineries et des usines de valorisation sont strictement réglementées et des exigences réglementaires sont établies par diverses autorités. De plus, des mesures volontaires non réglementaires mises en œuvre par l'industrie pétrolière sont en place pour gérer ces rejets (SENES, 2009).

Rejets contrôlés

Les gazoles restreints aux industries faisant l'objet de la présente évaluation préalable proviennent d'une colonne de distillation sous forme de distillat. Par conséquent, les rejets contrôlés de ces substances peuvent se produire aux soupapes de surpression, aux vannes d'aération et aux systèmes de vidange de la tuyauterie ou des réservoirs où ces flux sont générés.

Dans des conditions de fonctionnement normal, les rejets contrôlés de gazoles seraient récupérés dans un système fermé[3] et selon des procédures définies, puis seraient retournés à l'installation de traitement ou à l'installation de traitement des eaux usées. Dans les deux cas, on ne s'attend pas à ce que l'ensemble de la population ou de l'environnement soit exposé à ces gazoles restreints aux industries.

Rejets exceptionnels

Les rejets involontaires (y compris les rejets fugitifs) sont liés à l’équipement (p. ex. les pompes, les réservoirs de stockage), aux vannes, aux canalisations, aux brides, etc. pendant le traitement et la manipulation des substances pétrolières, et ils peuvent être plus fréquents dans le cas de pratiques inappropriées d’entretien ou d’exploitation. Il existe des mesures réglementaires et non réglementaires pour réduire ces événements dans les raffineries et les usines de valorisation des produits pétroliers (se reporter à l'annexe 3 [SENES, 2009]). Ces mesures sont conçues pour une application générale plutôt que particulière à une substance afin de limiter les rejets non habituels de toutes les substances dans le secteur pétrolier.

Conclusion pour les rejets potentiels sur place

Selon l'information présentée dans cette évaluation préalable et dans l'évaluation préalable des gazoles (restreints aux installations) du groupe 1, on ne s'attend pas à ce que la population générale ou l'environnement soient exposés aux rejets sur place (rejets contrôlés ou involontaires) des gazoles restreints aux industries.

Rejets potentiels provenant du transport

Ces gazoles restreints aux industries peuvent être transportés entre installations; par conséquent, des rejets peuvent également survenir pendant le transport. En général, le transport des substances pétrolières est réparti en trois procédures d'exploitation : le chargement, le transport et le déchargement. Les modes de transport mentionnés dans les renseignements fournis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2009) et dans d'autres sources d'information sont le bateau et le camion; toutefois, les volumes transportés par camion sont si petits qu'ils ne justifient pas une estimation des rejets dans le sol.

La manipulation des substances pétrolières sur site aux fins de transport est souvent réglementée aux échelles fédérale et provinciale/territoriale par des lois qui couvrent le chargement et le déchargement (voir l'annexe 3).

Le stockage de gazoles restreints aux industries peut être nécessaire avant le transport hors site. Toutefois, l'ensemble de la population à proximité du lieu d'entreposage ne serait pas exposé à des vapeurs de gazoles restreints aux industries en soi, mais à plutôt une combinaison de composés volatils produits par toutes les hydrocarbures présents dans le lieu d'entreposage ou même dans l'ensemble des installations pétrolières. Tous les rejets produits pendant le stockage, par exemple les fuites, les déversements et les pertes pendant la respiration (expulsion de la vapeur en raison de changements dans les températures et la pression) sont semblables à d'autres rejets potentiels sur place et ne sont pas abordés davantage dans la présente évaluation préalable.

Les réservoirs et les contenants utilisés pour le transfert de substances pétrolières sont habituellement des récipients réservés à cette fin; le lavage ou le nettoyage n'est donc pas requis de manière régulière (USEPA, 2008a; OCDE, 2009). Par conséquent, on s'attend à ce que l'exposition de l'ensemble de la population et de l'environnement des installations de nettoyage soit négligeable en ce qui a trait aux gazoles restreints aux industries faisant l'objet de la présente évaluation. Les installations de nettoyage doivent répondre aux normes de rejet locales et provinciales en ce qui a trait au traitement des eaux ménagères.

Estimation des rejets

Les renseignements sur les quantités de transport et les modes de transport pertinents ont été recueillis en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2009) et d'autres sources d'information.Le transport par bateau a été le seul mode de transport pertinent relevé, puisque le transport par camion a été utilisé uniquement pour de très petites quantités.

Deux types de rejet peuvent survenir pendant le transport et sont pris en compte dans la présente évaluation préalable. Il s'agit de gaz d'évaporation et de rejets involontaires (p. ex. déversements ou fuites) pendant les processus de manipulation et de transit.

Les gaz d'évaporation sont semblables aux pertes par respiration de substances organiques provenant des réservoirs de stockage. La quantité perdue dépend de la volatilité des substances, de la température ou des variations de la pression qui ont lieu pendant le transport, ainsi que de l'étanchéité des navires de transport et des paramètres des valves. L'air ambiant est le milieu récepteur des gaz d'évaporation.

En général, les rejets involontaires de gazoles liés à des déversements pénètrent dans l'eau ou le sol, selon les modes de transport en cause. En raison de la volatilité relativement faible des substances contenant des gazoles, tel qu'il est défini par leurs propriétés physiques et chimiques, les émissions atmosphériques par évaporation provenant de déversements seraient proportionnellement inférieures aux quantités rejetées dans l'eau et le sol.

Les rejets potentiels liés au transport par bateau de ces gazoles ont été estimés au moyen de l'analyse des données historiques sur les déversements (de 2000 à 2009) tirées de la base de données sur les déversements d'Environnement Canada (Environnement Canada, 2011). Aucun déversement de « gazoles » n'a été répertorié dans la base de données, mais on a signalé des rejets de diesel (déclarés comme diesel ou carburant diesel), de mazout léger ou de distillats du pétrole qui peuvent comprendre des déversements de ces gazoles restreints aux industries en raison de leurs similitudes. Les données extraites ont été analysées en vue de retirer les entrées en double, où il s'agissait d'un exercice de formation sur les carburants diesels connus ou les urgences environnementales. Les déversements de moins de 10 L n'ont pas été inclus dans les estimations de rejet puisqu'il est probable que ces déversements étaient liés à l'utilisation commerciale de carburant diesel plutôt qu'au transport de gazoles. Les déversements pour lesquels les collisions, les conditions routières médiocres et les conditions météorologiques défavorables ont été indiqués étant comme la source, la cause ou la raison du déversement n'ont pas été inclus dans l'estimation des rejets, comme ils ne sont pas jugés évitables en ce qui concerne le chargement, le déchargement et le transport de ces gazoles.

Les données relatives aux déversements dont les volumes sont connus ont été recueillies partout au Canada par la base de données sur les déversements d'Environnement Canada entre 2000 et 2009; des données ont été recueillies sur des déversements d'environ 2 000 litres de mazout léger, de carburant diesel et de distillats du pétrole, survenus lors de 36 incidents qui ont eu lieu dans des zones marines d'intérêt (Environnement Canada, 2011). De nombreux autres rapports de la base de données ne proposaient aucune estimation du volume rejeté dans l'environnement. Afin de tenir compte de la sous-estimation des volumes rejetés, les volumes totaux estimés ont été extrapolés en supposant que la distribution des volumes rejetés déclarés était représentative de tous les rejets (voir le tableau A4.1 à l'annexe 4). De 2000 à 2009, le volume total extrapolé des déversements de mazout léger, de carburant diesel et de distillats du pétrole dans l'eau salée était de 5 200 litres, pour 36 déversements.

La base de données sur les déversements ne contenait pas de renseignements sur les rejets de mazout léger, de carburant diesel et de distillats du pétrole déversés dans l'eau salée pour les zones marines d'intérêt lors du transport par bateau. Par conséquent, ces rejets  n'ont pas été pris en compte pour un scénario de rejet en mer.

De plus, puisqu'il n'y a aucune distinction dans la base de données quant à savoir si les déversements ont eu lieu pendant le chargement, le transport ou le déchargement, le volume de déversement moyen a été utilisé pour les scénarios de chargement et de déchargement. Dans le cas du chargement et du déchargement d'un bateau, on s'attend à un volume total déversé extrapolé de 5 168 litres/36 déversements = 144 litres/déversement (122 kg, à raison d'une densité moyenne de 0,85 kg/L) (CONCAWE, 1996) dans les eaux marines.

Ces chiffres de rejets de carburant diesel et de distillat de pétrole sont considérés comme une estimation faible des rejets réels, étant donné que les provinces et territoires n'ont pas tous déclaré leurs déversements à Environnement Canada tous les ans, et certaines provinces et territoires ont des quantités minimum de déversements à déclarer (voir le tableau A4.2 dans l'annexe 4). Toutefois, ces données comprendraient également les déversements de substances pétrolières autres que celles visées par les deux numéros CAS en cours d'évaluation dans le cadre du présent rapport.

La majorité des rejets de carburant diesel, de mazout léger et de distillat de pétrole dans les eaux marines sont produits par les véhicules automobiles de type inconnu, qui représentent 85 % du volume total déversé. Les rejets produits par les usines industrielles et autres embarcations représentaient 9 % du volume (voir le tableau A4.2a). Les déversements de source inconnue représentaient les derniers 6 % du volume déversé. Les autres sources de déversement comprenaient les terminaux maritimes, les pipelines, les camions-citernes, camion-citerne marins et autres.

Les données de la base de données sur les déversements d'Environnement Canada ont également été analysées pour connaître les causes de déversement de carburant diesel, de mazout léger et de distillats de pétrole (tableau A4.2b dans l'annexe 4 ); on a découvert que les déversements de source « inconnue » et « autres » comptaient pour 87 % du volume rejeté, tandis que les déversements causés par les fuites, rejets et valves de conteneurs représentaient les 13 % restants du volume.

L'analyse des données sur les causes des déversements de carburant diesel, de mazout léger et de distillats de pétrole (voir le tableau A4.2c à l'annexe 4) a révélé que la majorité des rejets étaient de source « inconnue » ou « autre », pour 90 % de déversements. Les erreurs humaines et le vandalisme comptaient pour 10 % du volume. Les défaillances d’équipement et de matériel, la corrosion et les affaissements du sol faisaient également partie des sources des déversements, mais ils constituaient une petite partie du volume global.

Aux fins d'évaluation de l'exposition potentielle de l'environnement provenant du transport des gazoles restreints aux industries, l'évaluation écologique porte sur les rejets involontaires dans l'eau. En comparaison, l'évaluation de l'exposition potentielle de la population générale provenant du transport des gazoles restreints aux industries est axée sur les émissions par évaporation, qui surviennent pendant les activités de fonctionnement normal.  Des déversements surviennent pendant le transit et les activités de chargement et de déchargement, mais on considère que ces déversements surviennent de façon non régulière ou non prévisible dans des emplacements distincts, et ne sont donc pas pris en considération dans l'évaluation de l'exposition de la population générale.

En outre, en raison de la volatilité relativement faible des gazoles restreints aux industries (voir le tableau 1), ainsi que des lois pertinentes et des pratiques exemplaires actuellement en place pour la manipulation sur place de ces gazoles restreints aux industries (voir l'annexe 3), on ne s'attend pas à une exposition humaine non professionnelle provenant du chargement et du déchargement, et ce type d'exposition n'est pas pris en compte dans l'évaluation de l'exposition humaine.

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Devenir dans l’environnement

Lorsque des substances pétrolières sont rejetées dans l'environnement, quatre processus de devenir importants surviendront : dissolution dans l'eau, volatilisation, biodégradation et adsorption. Ces processus entraîneront des changements dans la composition de ces substances UVCB. Dans le cas de déversements dans le sol ou les surfaces d'eau, la photodégradation peut également être importante.

Les taux de dissolution dans l'eau ou la volatilisation des composants individuels du pétrole sont retardés par la nature complexe de ces mélanges pétroliers. La solubilité et la volatilité des composants individuels dans les mélanges sont proportionnelles à la solubilité ou à la volatilité des composants sous leur forme pure et leur concentration dans le mélange. La solubilité et la volatilité d'un composant diminuent lorsque le composant se trouve dans un mélange (Banerjee, 1984; Potter et Simmons, 1998).

Chacun des processus de devenir ont des répercussions différentes sur les familles d'hydrocarbures. Les composés aromatiques tendent à être plus hydrosolubles que les composés aliphatiques ayant le même nombre d'atomes de carbone, alors que les composés aliphatiques tendent à être plus volatiles (Gustafson et al., 1997). Par conséquent, lorsqu'un mélange pétrolier est rejeté dans l'environnement, il est probable que les contaminants principaux de l'eau soient des composés aromatiques et que les composés aliphatiques soient les contaminants principaux dans l'air (Potter et Simmons, 1998). La tendance relative à la volatilité par classe de composant est comme suit : alcènes ≈ alcanes supérieur(e) à composés aromatiques ≈ cycloalcanes. Les composants les plus solubles et les plus volatils ont la plus faible masse moléculaire; il y a donc un passage général à des composants à masses moléculaires plus élevées dans les matières résiduelles.

Il y a presque toujours biodégradation lorsque des mélanges pétroliers sont rejetés dans l'environnement. Il a été largement démontré que presque tous les sols et sédiments ont des populations de bactéries et d'autres organismes qui peuvent dégrader des hydrocarbures pétroliers (Pancirov et Brown, 1975). Deux facteurs clés qui déterminent les taux de dégradation sont l'alimentation en oxygène et la structure moléculaire. Bien que la dégradation survient à la fois en présence et en l’absence d’oxygène, la dégradation est plus rapide en conditions aérobies. Les tendances à la baisse des taux de dégradation selon la structure sont les suivantes (Potter et Simmons, 1998) :

  1. les n-alcanes (particulièrement ceux ayant de 10 à 25 atomes de carbone sont facilement dégradés);
  2. isoalcanes;
  3. alcènes;
  4. benzène, toluène, éthylbenzène et xylènes (BTEX) [lorsque ces substances sont présentes en concentrations qui ne sont pas toxiques pour les micro-organismes];
  5. monoaromatiques;
  6. hydrocarbures aromatiques polynucléaires (polycycliques) (HAP);
  7. cycloalcanes à masse moléculaire élevée (qui peuvent se dégrader très lentement) [Pancirov et Brown, 1975].

La modélisation de la fugacité de niveau III pour les structures représentatives qui se trouvent dans les substances du groupe des gazoles a été effectuée au moyen du modèle EQC (2003) (tableau A5.1 dans l'annexe 5), selon leurs propriétés physiques et chimiques qui sont indiquées dans le tableau A2.2 (voir l'annexe 2).

En cas de rejet dans l'air seulement, la majorité des structures représentatives de gazoles composées de 9 à 15 atomes de carbone demeureront dans l'air. De plus, certains des composants avec 18 à 20 atomes de carbone resteront principalement dans l'air, à l'exception des alcanes, des cycloalcanes bicycliques, des polycycloalcanes et des cycloalcanes monoaromatiques. Les structures représentatives volatiles faibles à 20 atomes de carbone se répartiront principalement dans le sol et les sédiments.

Si elles ne sont rejetées que dans l'eau, la majorité des structures représentatives à 10 atomes de carbone demeureront principalement dans l'eau, avec d'infimes quantités qui s’évaporeront. Les n-alcanes à 10 atomes de carbone se répartiront également dans l'eau et les sédiments (voir le tableau A5.1 de l'annexe 5). On s'attend à ce que la majorité des structures représentatives de 15 à 20 atomes de carbone se répartissent surtout dans les sédiments en fonction de leur plus haute plage de valeurs du log co (tableau A5.1 de l'annexe 5). Les exceptions sont les cycloalcanes diaromatiques à 15 atomes de carbone ainsi que les cycloalcanes aromatiques bicycliques et tricycliques, qui se répartiront également dans l'eau et les sédiments s'ils ne sont rejetés que dans l'eau (tableau A5.1 de l'annexe 5). Le modèle EQC prévoit peu de pertes de l'eau à l'air malgré la constante de la loi de Henry élevée pour bon nombre des structures représentatives.

Les propriétés physiques et chimiques de la substance portant le no CAS 64741-59-9 sont similaires à celles du carburant diesel. Fingas (2001) a estimé que 60 % d'un carburant diesel s'évapore dans les 48 heures à 15 °C, ce qui donne permet probablement d'estimer la portée de l'évaporation de la substance portant le no CAS 64741-59-9.

S'ils sont rejetés dans le sol, tous les composants des gazoles devraient demeurer principalement dans le sol. Un tel comportement dans le sol est dû à l'adsorption qui est élevée au point d'être relativement immobile pour les structures les plus importantes, selon la plage estimée des valeurs du log Kco  (tableau A2.2 de l'annexe 2). La volatilisation à partir des surfaces de sol humides devrait être un processus important du devenir pour de nombreux composants, d'après la constante de la loi de Henry estimée à plus de 100 Pa·m3/mol (tableau A2.2 de l'annexe 2); toutefois, les résultats de la modélisation de la fugacité de niveau III (EQC, 2003) indiquent que ce processus ne se produit pas facilement pour de nombreux composés de gazoles. Cela s'explique par l'opposition entre les processus d'adsorption et de volatilisation.

Les estimations de fugacité dans le sol ne tiennent pas compte des situations où des quantités importantes d'un mélange d'hydrocarbures pénètrent le sol. Lorsque la matière organique du sol et d'autres sites d'absorption dans le sol sont entièrement saturés, les hydrocarbures commencent à former une phase séparée (liquide en phase non aqueuse ou liquide non aqueux) dans le sol. À des concentrations inférieures à la capacité de rétention des hydrocarbures dans le sol (Arthurs et al., 1995), le NFPE sera immobile; c'est ce que l'on appelle un liquide non aqueux résiduel (Brost et DeVaull, 2000). Au-dessus de la capacité de rétention, le liquide non aqueux devient mobile et se déplacera dans le sol (Arthurs et al., 1995; Brost et DeVaull, 2000). D'après une étude menée par Brost et DeVaull (2000), les liquides non aqueux des produits pétroliers dont la densité se situe dans la même plage de densités que le carburant diesel, par exemple l'essence, deviendront mobiles dans le sol à une concentration variant entre 7 700 et 34 000 mg/kg poids sec, selon le type de sol. Au-delà de cette plage, ils se déplacent dans le sol grâce à l'effet de la gravité.

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Persistance et bioaccumulation

Persistance dans l'environnement

Dans l'eau, les valeurs de demi-vie par hydrolyse ne pouvaient pas être estimées pour les hydrocarbures par l'entremise du modèle HYDROWIN (2008). Les alcanes, les alcènes, les benzènes, les biphényles, les HAP et les HAP hétérocycliques sont tous résistants à l'hydrolyse (Lyman et al., 1990).

Étant donné qu’il n’y avait pas de données empiriques sur la dégradation de ces gazoles considérés comme des mélanges complexes, une méthode du poids de la preuve reposant sur des relations quantitatives structure-activité (RQSA) (Environnement Canada, 2007) a été utilisée avec les modèles de dégradation BIOHCWIN (2008), BIOWIN 3, 4, 5 et 6 (2009), CATABOL (c2004-2008) et TOPKAT (2004) (voir le tableau A5.2 à l'annexe 5).

La biodégradation primaire (d'après les estimations effectuées à l'aide des modèles BIOWIN 4 et BIOHCWIN) est la transformation d'un composé d'origine en métabolite initial. La biodégradation ultime (selon les estimations effectuées à l'aide des modèles BIOWIN 3, 5 et 6, CATABOL et TOPKAT) est la transformation d'un composé d'origine en dioxyde de carbone et en eau, en minéraux d'oxyde d'autres éléments présents dans le composé d'essai et en nouveaux matériaux de cellules (EPI Suite, 2008). Le modèle BIOHCWIN (2008) est un modèle de biodégradation propre aux hydrocarbures pétroliers. Les résultats de tous les modèles basés sur MITI (BIOWIN 5 et 6) se situent dans les domaines d'applicabilité. Les résultats modélisés qui n'étaient pas pertinents au domaine d'étude n'ont pas été pris en considération pour déterminer la persistance des composants.

Pour un bon nombre de composants comportant de 9 à 20 atomes de carbone, les modèles de biodégradation primaire et ultime conviennent que ces composés se dégradent rapidement et ne devraient pas être persistants (voir le tableau A5.2 à l'annexe 5). Les éléments suivants montrent la persistance dans l'eau (demi-vie supérieur(e) ou égal(e) à 182 jours), selon le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation [Canada, 2000]) dans l'environnement : cycloalcanes bicycliques C15–C20, polycycloalcanes C14–C22, cycloalcanes monoaromatiques C15–C20, aromatiques bicycliques C15, cycloalcanes diaromatiques C12 et aromatiques à quatre cycles C16.

Selon un ratio d’extrapolation de 1:1:4 pour la demi-vie associée à la biodégradation dans l’eau, le sol, les sédiments (Boethling et al., 1995), la demi-vie dans le sol pour les structures représentatives les plus importantes ( supérieur(e) à C12) est aussi supérieure ou égale à 182 jours et la demi-vie dans les sédiments est supérieure ou égale à 365 jours.

La proportion de ces gazoles qui devrait être persistante ne peut pas être précisément déterminée, puisque les renseignements sur la composition de ces nos CAS ne sont pas disponibles. Les rares renseignements sur la composition de ces deux nos CAS indiquent que la teneur en aromatiques peut représenter jusqu'à 80 % du poids portant le no CAS 64741-59-9 et jusqu'à 43 % du poids du no CAS 64741-82-8 (API 1987, 2003a). De plus, un gazole type a un contenu total de cycloalcanes de 8 à 10 %.

AOPWIN (2008) est un modèle permettant de calculer les demi-vies par oxydation atmosphérique de composés en contact avec des radicaux hydroxyles dans la troposphère sous l'influence de la lumière du soleil. Les niveaux d'oxydation atmosphérique ont été calculés pour toutes les structures représentatives. Selon ce modèle, les composés des gazoles se dégraderont rapidement par l'entremise d'interactions avec les radicaux hydroxyles présents dans l'air avec des demi-vies supérieures à une journée (voir le tableau A5.3 de l'annexe 5).

Conclusion de la persistance :

D'après les résultats du modèle AOPWIN (2008), il y aurait un processus d'élimination relativement rapide si ces gazoles étaient rejetés dans l'atmosphère, si l'on se base sur les demi-vies par oxydation inférieures à une journée. En ce qui a trait à la modélisation de la biodégradation primaire et ultime, les cycloalcanes bicycliques C15–C20 , les polycycloalcanes C14–C22 , les cycloalcanes monoaromatiques C15–C20 , les cycloalcanes aromatiques à deux cycles C15, les cycloalcanes diaromatiques C12 et les substances aromatiques à quatre cycles –C16 présents dans ces gazoles atteignent les critères de persistance dans l'eau, le sol et les sédiments (demi-vie dans le sol et l'eau supérieur(e) ou égal(e) à 182 jours, et demi-vie dans les sédiments supérieur(e) ou égal(e) à  365 jours). Les cycloalcanes représentent une portion relativement petite (de 8 à 10 %) des gazoles. Il n'y a pas de renseignements détaillés sur la teneur précise en aromatiques de ces gazoles; toutefois, la substance portant le no CAS 64741-59-9 peut en comprendre jusqu'à 80 %. Par conséquent, on s'attend à ce que ces gazoles contiennent une proportion de composants qui satisfont aux critères de persistance énoncés dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Potentiel de bioaccumulation

Facteurs de bioconcentration (FBC) et facteurs de bioaccumulation (FBA)

Études expérimentales

Étant donné qu'aucune donnée empirique sur la bioaccumulation des gazoles ou de ses composants n'a été trouvée, les données empiriques sur la bioaccumulation des composants du carburant diesel et du mazout no 2 ont été utilisées dans une technique de lecture croisée. Une méthode prédictive fondée sur un modèle du facteur de bioconcentration (FBC) ou de bioaccumulation (FBA) a également été appliquée (Arnot et Gobas, 2003, 2004). Selon le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), une substance est bioaccumulable si ses facteurs de bioaccumulation et de bioconcentration sont supérieur(e) ou égal(e) à 5 000. Toutefois, le calcul des facteurs de bioaccumulation est la mesure préconisée pour évaluer le potentiel de bioaccumulation des substances. En effet, le facteur de bioconcentration ne prend pas en compte de manière adéquate le potentiel de bioaccumulation des substances par l'alimentation, lequel est un facteur majeur pour les substances dont le log Koe est supérieur à ~4,5 (Arnot et Gobas, 2003).

Neff et al., (1976) ont exposé des myes (Rangia cuneata), des huîtres (Crassostrea virginica) et des poissons (Fundulus similus) à la fraction soluble dans l'eau du mazout no 2 (concentration totale de naphtalènes de 0,41 kg/L [2 ppm]) pendant deux heures; ils ont fait suivre cette exposition par une dépuration des hydrocarbures pendant 366 heures. Tous les organes étudiés montraient une accumulation rapide de naphtalènes dans la période d'exposition de deux heures; la vésicule biliaire et le cerveau des poissons ont accumulé les concentrations les plus élevées. Les FBA de naphtalènes dans les myes variaient entre 2,3 et 26,7 L/kg (en poids humide) (tableau A5.4 de l'annexe 5). Le rejet de naphtalènes par les poissons a commencé immédiatement après le transfert à de l'eau douce, et a atteint des niveaux non détectables après 366 heures (environ 15 jours).

Peterson et Kristensen (1998) ont exposé les œufs et les larves de poisson zèbre (Brachydanio rerio) et les larves de la morue (Gadus morhua), du hareng (Clupea harengus) et du turbot (Scophthalmus maximus) à des hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) (naphthalène et phénantrène) étiquetés C14. Les expériences ont été effectuées dans un système d'essai semistatique et n'ont pas atteint un équilibre stable au cours de l'étape embryonnaire, sauf pour le naphtalène. Des facteurs de bioconcentration élevés n'ont pas été trouvés dans tous les cas, ce qui indique que la bioaccumulation peut se produire pendant les premiers stades de vie, étant donné que les larves de poisson ont des teneurs en lipides supérieures et des capacités métaboliques plus faibles que les poissons juvéniles ou adultes.

Burkhard et Lukasewycz (2000) ont réuni des données sur les tissus de poissons (touladis (Salvelinus namaycush) ainsi que sur les concentrations des HAP dans l'eau et les sédiments à partir de trois ouvrages publiés, et ont utilisé les données pour calculer les facteurs de bioaccumulation. Les facteurs de bioaccumulation pour les HAP chez ces poissons étaient de 87 et de 1 550 L/kg en poids humide pour les phénanthrènes et les fluoranthènes, respectivement (tableau A5.4 de l'annexe 5). Burkhard et Lukasewycz (2000) remarquent qu'il existe une incertitude importante dans les facteurs de bioaccumulation pour le phénanthrène et le fluoranthène, puisque ces deux substances chimiques étaient présentes dans les tissus à des concentrations supérieures à la limite de détection de la méthode.

Hardy et al., (1974) ont mené une expérience qui consistait à introduire dans l'alimentation de la morue (Gadus morhua) des doses uniques d'hexadécane (un n-alcane comportant 16 atomes de carbone) et à faire un suivi des métabolites. Une concentration inchangée d'hexadécane a été détectée dans le foie. Hardy et al., (1974) laissent entendre que ces résultats ne correspondent pas à la transformation métabolique élevée de l'hexadécane dans le foie de morue, et que les n-alcanes étaient déposés de préférence dans le foie des morues, plutôt que dans la chair. Cependant, le foie est le principal site de biotransformation chimique, donc des concentrations plus importantes sont à prévoir. Cravedi et Tulliez (1981) ont administré des doses de dodécylecyclohexane à des truites arc-en-ciel (un cycloalcane alkylé comportant 18 atomes de carbone) et étudié leur élimination et métabolisme chez les poissons. Près de 75 % de la dose a été absorbée. Une source majeure d'élimination de la substance non modifiée était par les branchies. Des quantités considérables ont aussi été métabolisées en acides gras et réparties dans le corps, et une proportion de 14 % de la substance a été excrétée dans l'urine (Cravedi et Tulliez, 1981).

Cravedi et Tulliez (1983) ont également étudié l'absorption alimentaire de 1 % n-alcanes comportant de 13 à 22 atomes de carbone dans la truite arc-en-ciel pendant sept mois. Les truites arc-en-ciel ont reçu une dose totale de 10 000 ppm de n-alcanes dans l'alimentation, et ont montré une fixation préférentielle de n-alcanes comportant de 13 à 14 atomes de carbone dans les tissus adipeux. La masse moyenne accumulée de n-alkanes était de 958 ppm par poisson, correspondant à un FBC calculé (régime alimentaire) de 0,1. Les alcanes ayant plus de 16 atomes de carbone étaient bien retenus (plus de 60 % des n-alcanes accumulés étaient présents après 8 semaines de dépuration), tandis que les concentrations de n-alcanes ayant moins de 16 atomes de carbone diminuaient plus rapidement (on a observé la présence de 20 à 50 % de cette substance après 8 semaines de dépuration).

Colombo et al., (2007) ont étudié la dynamique de la bioaccumulation des n-alcanes comportant de 12 à 25 atomes de carbone et des hydrocarbures aliphatiques indéfinis (mélange complexe indéterminé) dans un poissondétritivore (Prochilodus lineatus) prélevés dans les eaux côtières de Buenos Aires touchées par les eaux usées. Les muscles des poissons contenaient de grandes quantités de  n-alcane comportant de 12 à 25 atomes de carbone et des mélanges complexes indéterminés aliphatiques, ce qui reflète la bioaccumulation chronique des combustibles fossiles provenant des matières particulaires des eaux d'égout. La composition des hydrocarbures dans les muscles des poissons a été enrichie en n-alcanes comportant de 15 à 17 atomes de carbone provenant du brut récemment déversé et de la sédimentation des particules. Les facteurs de bioaccumulation (FBA : de 0,4 à 6,4 en poids sec ou de 0,07 à 0,94 en lipides/carbone organique) comparés au log Koe ont montré une tendance parabolique atteignant un maximum à C14-C18.

McCain et al., (1978) ont signalé que le 1-méthylnaphthalène, le 2-méthylnaphthalène et le 1,2,3,4-tétraméthylbenzène s'accumulaient dans le carlottin anglais (Parophrys vetulus) de manière importante comparativement à d'autres composants du pétrole à partir des sédiments contaminés par le pétrole. Les charges tissulaires des hydrocarbures baissaient en fonction d'un temps d'exposition plus important, de telle sorte qu'après 27 jours d'exposition, seul le foie présentait une charge d'hydrocarbures détectable. McCain et al., (1978) ont laissé entendre que l'induction du système enzymatique aryl-hydrocarbone-hydroxylase aboutissait à l'élimination des hydrocarbures.

Weinstein et Oris (1999) ont découvert que le fluoranthène présentait un potentiel de bioconcentration (FBC : 9 054 L/kg) chez les têtes-de-boule (Pimephales promelas) de quatre jours après seulement 24 heures d'exposition.  Ils ont fait remarquer que l’âge des poissons a probablement influé sur la capacité à éliminer le fluoranthène, et que les poissons plus vieux et plus matures avaient peu de chances de bioaccumuler des HAP. Weinstein et Oris (1999) ont utilisé un système de renouvellement statique qui est moins préférable que les conceptions dynamiques où les expositions constantes peuvent être maintenues. Par conséquent, cette étude a été considérée comme étant de fiabilité faible. Cependant, l'étude démontre que la bioaccumulation est importante pour la toxicité dans les stades précoces de la vie (Weinstein et Oris, 1999). En revanche, De Maagd (1996) a mesuré un facteur de bioconcentration de 3 388 L/kg en poids humide pour le fluoranthène chez les tête-de-boule adultes.

Les poissons arc-en-ciel (Poecilia reticulata) bioconcentraient le pyrène, produisant des FBC entre 4 786 et 11 300 L/kg en poids humide (selon le type d'essai) après une exposition de 48 heures, tandis que les HAP plus légers avaient des FBC plus faibles (de 1 050 à 2 238 L/kg en poids humide) pour le fluorène, et de 4 550 à 7 244 l/kg en poids humide pour l'anthracène) (De Voogt et al.,  Pour les poissons, seulement 70 % de l'anthracène a été dépuré dans 200 heures et seulement 20 % de fluorène a été dépuré dans 200 heures. Le résultat du FBC pour l'anthracène par Voogt et al., (1991) n'a pas été jugé fiable pour déterminer le potentiel de bioconcentration de cette substance en raison du manque de preuves indiquant qu'un équilibre stable avait été atteint dans les 48 heures d'exposition.

Jonsson et al., (2004) ont utilisé une étude à long terme (sur 36 jours) afin de déterminer l'effet de la bioconcentration du pyrène chez les menés tête-de-mouton (Cyprinodon variegatus). Les poissons ont atteint un état d'équilibre après 4 à 7 jours d'exposition. Le FBC était de 2 700, ce qui était probablement lié à la biotransformation des HAP par les poissons.

En général, les études portant sur les mollusques présentaient un potentiel élevé de bioconcentration pour les HAP. Cela peut être causé par les taux de dépuration relativement lents comparativement aux études sur les poissons associées à une absorption plutôt rapide. D'autres travaux ont démontré que les facteurs de bioconcentration des HAP dans les mollusques et certains crustacés sont nettement plus élevés que chez les poissons (tableau A5.5 à l'annexe 5). Par exemple, contrairement aux poissons et à certains crustacés, les mollusques ne sont pas en mesure de métaboliser rapidement des hydrocarbures aromatiques, et l'accumulation peut se produire dans des tissus stables à faible taux de roulement d'hydrocarbures et l'échange ne se fait pas immédiatement (Stegeman et Teal, 1973; Neff et al., 1976).

McLeese et Burridge (1987) ont étudié le potentiel de bioaccumulation des HAP à l'aide d'un certain nombre d'invertébrés d'eau salée en ayant recours à des solutions en eau de mer contaminée par des HAP ou à des sédiments contaminés par des HAP. Lorsque les HAP étaient dissous dans l'eau, le fluoranthène a produit des valeurs du FBC relativement élevées chez les moules (Mytilus edulis) (FBC de 5 920 L/kg en poids humide) et les myes (Mya arenaria) (FBC de 4 120 L/kg poids humide) après des expositions à court terme (96 heures). Cependant, lorsque des HAP sont présents dans les sédiments, seules les moules ont un potentiel élevé de bioconcentration (FBC de 5 950 L/kg en poids humide). Le fluoranthène peut être dépuré des mollusques avec le temps; il se dépure plus rapidement que les HAP plus lourds (triphénylène et pérylène) qui ont également été étudiés. La bioaccumulation des HAP n'est pas rapide chez les crevettes et les polychètes.

D'autres invertébrés ont également démontré un potentiel de bioaccumulation des hydrocarbures pétroliers. Muijs et Jonker (2010) ont étudié le potentiel de bioaccumulation des hydrocarbures pétroliers (total et divisé en 3 différentes catégories de carbone) pendant une période de 49 jours sur des vers aquatiques, Lumbriculus variegatus, après une exposition à une série de 14 sédiments provenant de sites contaminés avec un historique de pollution par les hydrocarbures. La concentration tissulaire maximale a été observée pour la fraction comportant de 11 à 16 atomes de carbone après 14 jours d'exposition, puis elle a diminué. Les autres fractions n'ont montré aucune diminution de la concentration tissulaire une fois la concentration maximale atteinte. Il a été estimé que 70 à 90 % de l'équilibre était atteint après 28 jours d'exposition. Cependant, on a remarqué qu'il faudrait probablement plus de 90 jours pour que les hydrocarbures comportant plus de 34 atomes de carbone atteignent l'équilibre. La caractérisation des hydrocarbures accumulés n'a pas été réalisée; toutefois, on a relevé des alcanes comportant de 10 à 34 atomes de carbone chez les vers aquatiques. L'accumulation d'alcanes à masse moléculaire élevée peut être liée à l'ingestion de matières organiques qui absorbent ces produits chimiques. La dépuration n'a pas été étudiée.

Dans l'ensemble, les valeurs du FBC déterminées pour divers HAP (tableau A5.5 de l'annexe 5) étaient très variables, allant de 180 à plus de 9 000 L/kg en poids humide. La majorité des études sur les FBC portant sur les HAP indiquent que la bioconcentration peut se produire après de courtes expositions, mais que la majorité des organismes présentent également une dépuration rapide lorsque le contaminant est retiré.

Trois études sur les FBA des HAP dans les organismes aquatiques (poissons et myes) ont été trouvées. Par conséquent, les valeurs expérimentales du FBA tirées des travaux de Neff et al. (1976), Zhou et al., (1997) et Burkhard et Lukasewyez (2000) ont été compilées aux fins de comparaison avec les données modélisées (Arnot et Gobas, 2003) (tableaux A5.4 à l'annexe 5) En général, les valeurs modélisées sont proches des valeurs mesurées (tableau A5.6 à l'annexe 5) pour les HAP sélectionnés. Aucune des valeurs mesurées et modélisées s'est avérée bioaccumulable selon le critère (FBA  supérieur(e) ou égal(e) à  5 000) du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), à l'exception du HAP de substitution, l'iso-heptyl fluorène (tableau A5.6 à l'annexe 5).

Caractérisation des FBC/FBA

Lorsqu'on caractérise la bioaccumulation, on préfère la dérivation d'un FBA par rapport à celle d'un FBC, dans la mesure où l'exposition à des produits chimiques par voie alimentaire n'est pas prise en compte par le dernier modèle (Barron, 1990). La dérivation d'un FBA provient généralement de conditions contrôlées en laboratoire. Selon Arnot et Gobas (2006), le FBC est un faible descripteur de la bioamplification dans les réseaux trophiques, car il est déterminé d'après des expériences en laboratoire et ne comprend pas l'exposition par voie alimentaire. Par conséquent, il a été démontré que les FBC sous-estiment le potentiel de bioaccumulation ou de bioamplification des produits chimiques dans le réseau trophique, car les prédateurs se nourrissent de proies contaminées par des composés lipophiles (USEPA, 1995). À mesure que l'hydrophobie augmente, il est probable que l'absorption alimentaire soit plus importante que l'absorption par l'eau (Arnot et Gobas, 2003). De plus, il a été démontré que les FBC obtenus en laboratoire surestiment le potentiel de bioaccumulation lorsqu'un produit chimique est lié ou fortement sorbé à des sédiments (c.-à-d. moins biodisponible).

En raison de la rareté des FBA mesurés (tableau A5.4 dans l'annexe 5), des FBC provenant de divers ouvrages publiés ont été compilés (tableau A5.7a dans l'annexe 5) aux fins de vérification des valeurs mesurées et modélisées des FBA. Contrairement aux rares données expérimentales sur les FBA des HAP, une série de FBC pour les composants des gazoles ont été trouvés, notamment pour les alcanes, les isoalcanes, les cycloalcanes bicycliques, les substances aromatiques monocycliques, les cycloalcanes monoaromatiques, diaromatiques et polyaromatiques (tableau A5.7 à l'annexe 5). Les estimations des modèles de ces FBC ont également été produites au moyen d'un modèle cinétique de bilan massique (Arnot et Gobas, 2003) pour refléter les constantes d'élimination du modèle cinétique afin de correspondre aux données des valeurs observées du FBC afin de générer des prédictions des FBA qui reflètent les taux d'élimination connus.

Un modèle cinétique de bilan massique devrait constituer la méthode de prévision la plus fiable pour déterminer le potentiel de bioaccumulation car il permet la correction des constantes du taux cinétique et des paramètres de biodisponibilité, dans la mesure du possible. Les prévisions modélisées du FBC et du FBA sont considérées comme étant pertinentes pour cette évaluation d'hydrocarbures, car elle est basée sur les premiers principes. Pourvu que le domaine mécaniste (diffusion passive), le domaine global des paramètres (plage des valeurs empiriques du log Koe et poids moléculaire) ainsi que le domaine du métabolisme (taux métabolique corrigé [kM]) sont satisfaits, les prévisions sont estimées valides (Arnot et Gobas 2003; idem, 2006). Le modèle cinétique de bilan massique développé par Arnot et Gobas (2003, 2004) a été utilisé à l’aide de constantes de vitesse de métabolisation normalisées en fonction des deux conditions de l'étude et de poissons de niveau trophique intermédiaire représentatifs, tel qu'il est décrit dans l'étude de Arnot et al. (2008a, b) lorsque le FBC ou la constante du taux d'élimination corrigée pour la croissance était connu. Des données empiriques sur le FBC et le facteur de bioamplification ont été utilisées pour corriger l'absorption modèle par défaut et les paramètres d'élimination, qui sont résumés au tableau A5.7b (annexe 5).

Dans le tableau A5.7b (annexe 5), certaines constantes du taux métabolique calculées à partir des valeurs empiriques du FBC étaient négatives, ce qui laisse entendre que le taux métabolique est essentiellement zéro et que les autres voies d'élimination sont plus importantes. Par conséquent, aucune correction du taux métabolique n'a été utilisée pour prévoir le FBC et le FBA de ces structures. L'intestin et le métabolisme des tissus ne sont pas habituellement considérés comme un processus d'élimination important pour les produits chimiques ayant un log Koe de moins de ~4,5 (Arnot et al. 2008a,b; Arnot et Gobas, 2006), mais cela peut dépendre de la taille et du contenu en lipides des poissons utilisés dans les essais.

Dans le tableau A5.7a (annexe 5), seuls l'isoalcane comportant 15 atomes de carbone (2,6,10-triméthylsilyl-dodécane), le cycloalcane monocyclique (éthylcyclohexane) à huit atomes de carbone et le cycloalcane aromatique bicyclique comportant 13 atomes de carbone avaient des valeurs mesurées ou modélisées des FBC ou des FBA supérieures ou égales à 5 000. Toutefois, la substance diaromatique évaluée (2-isopropylnaphtalène) et considérée comme ayant un potentiel de bioaccumulation élevé comprend également le groupe fonctionnel d'isopropyles jugé atypique dans les produits pétroliers, et requiert une évaluation plus profonde du caractère raisonnable des prévisions, en tenant compte des données expérimentales disponibles (Lampi et al., 2010). De même, Neff et al., (1976) ont constaté que les diaromatiques comportant de 12 à 13 atomes de carbone (naphtalènes et biphényles alkylés) ne se bioaccumulaient pas de manière importante chez les myes après une exposition effectuée par la dispersion de mazout no 2 dans de l'eau. Par conséquent, les éléments de preuve semblent indiquer qu'il n'est pas probable que ces diaromatiques comportant 12 et 13 atomes de carbone soient bioaccumulables. Pour ce qui est du cyclohexane à 8 atomes de carbone (éthylcyclohexane), la valeur prévue du FBA (Arnot et Gobas, 2004) pour les poissons de niveau trophique intermédiaire est de 5 495 L/kg poids humide (qui est tout juste supérieure au critère seuil, soit FBA supérieur(e) ou égal(e) à 5 000), ce qui laisse supposer que cette substance présente un potentiel de bioaccumulation lorsque toutes les voies d'absorption sont prises en considération. Toutefois, cette prévision a été calculée à l'aide d'un taux de métabolisme égal à zéro à cause de l'erreur possible associée à l'estimation du taux de métabolisme (tableau A5.7b dans l'annexe 5). Si on prend en considération le métabolisme, il est prévu que le FBA soit moins important, et probablement inférieur à 5 000. De plus, la valeur expérimentale du FBC laisse entendre que ce cycloalcane à huit atomes de carbone n'est pas très bioaccumulable (tableau A5.7a dans l'annexe 5). Combiner ces raisonnements laisse entendre qu'il n'est pas non plus probable que ce cycloalcane à huit atomes de carbone soit bioaccumulable, selon les critères réglementaires canadiens. Dans le cas de l'isoalcane comportant 15 atomes de carbone (2,6,10-triméthylsilyl-dodécane), deux facteurs de bioaccumulation prédits sont présentés (575 et 47 863 L/kg en poids humide). La deuxième valeur FBA (47 863 L/kg) est préférable, étant donné que la constante du taux de dépuration de l'étude était disponible pour calculer la constante du taux métabolique. Combiner ces raisonnements laisse entendre qu'il est également probable que cet isoalcane à 15 atomes de carbone soit bioaccumulable, selon les critères réglementaires canadiens.

La plupart des composants ayant plus de 20 atomes de carbone ont une valeur estimée du log Koe supérieure à 8 et ont été exclus de la modélisation, étant donné que les prévisions peuvent être très incertaines en raison des limitations du modèle (Arnot et Gobas, 2003). Dans Arnot et Gobas (2006), à une valeur de log Koe de 8, la répartition empirique de données « acceptables » sur le FBC des poissons indique qu’il y a très peu de produits chimiques dans les FBC des poissons qui satisfont aux critères réglementaires canadiens ( supérieur(e) ou égal(e) à  5 000). Un examen de la base de données empiriques d'Environnement Canada mené par Arnot et Gobas (2003) puis par Arnot (2005, 2006b) sur le FBA et le FBC des substances chimiques figurant ou non sur la Liste intérieure des substances révèle qu'il s'agit seulement de substances à forte teneur en chlore (p. ex. décachlorobiphényle, nonachlorobiphényle, heptachlorobiphényle), qui ont des FBC de l'ordre de 105, à savoir que l'octachloronaphtalène a un FBC mesuré  inférieur à 1 000 L/kg en poids humide (Fox et al., 1994; Gobas et al., 1989, Oliver et Niimi, 1988), et ont toutes des valeurs de log Koe inférieures à 8. Par conséquent, les valeurs de FBC et de FBA prévues pour le log Koe supérieur à 8 étaient considérées comme étant hors du champ d'application paramétrique du modèle Arnot-Gobas (2003) et comme des valeurs très incertaines et peu fiables.

Des estimations modélisées du FBC et du FBA ont également été établies pour 26 autres structures représentatives linéaires et cycliques comportant de 9 à 22 atomes de carbone à l'aide du modèle modifié à 3 niveaux trophiques d'Arnot-Gobas (2004) [tableau A5.7 de l'annexe 5], étant donné qu'aucune donnée empirique de bioaccumulation n'a été trouvée pour ces substances. Le taux de métabolisme et la cinétique de l'efficacité de l'assimilation alimentaire ont été corrigés pour ces prévisions, selon les données d'essais sur le FBC et le facteur de bioamplification (BMF) de substances analogues. À partir de cette analyse, seul un polycycloalcane comportant 14 atomes de carbone devrait présenter une valeur de FBC correspondant à un potentiel de bioconcentration élevé. Toutefois, on a découvert qu'un cycloalcane monocyclique, un cycloalcane bicyclique, deux polycycloalcanes, une substance aromatique monocyclique, deux cycloalcanes monoaromatiques et un cycloalcane diaromatique présentaient des facteurs de bioaccumulation élevés; le log Koe pour ces structures indique que l'absorption alimentaire peut être la voie d'absorption prédominante (jusqu'à 87 % de l'absorption totale), mais qu'il ne s'agit pas de la seule voie d'exposition, étant donné que certaines substances devraient avoir une fraction biodisponible de 90 % dans la colonne d'eau. Le FBA est donc considéré comme étant la mesure la plus appropriée pour évaluer le potentiel de bioaccumulation de ces structures et représente une comparaison des charges dans le corps entier par rapport aux concentrations dans l'eau. Les FBC et FBA prévus pour ces fractions se trouvent dans le champ d'application paramétrique, mécaniste et métabolique du modèle et sont donc considérées fiables.

Facteurs de bioamplification (FBM) et facteurs d'amplification trophique (FAT)

Les valeurs du facteur de bioamplification (FBM) fournies par ExxonMobil Biomedical Sciences Inc. (EMBSI), utilisées pour obtenir des renseignements cinétiques de 15 substances, sont présentées dans le tableau A5.7a (annexe 5) (Lampi et al., 2010). Aucun de ces analogues ne présente une valeur de FBM supérieure à 1, ce qui laisse entendre que ces hydrocarbures ne se bioamplifient pas lorsqu'ils sont comparés aux concentrations prévues dans les aliments. Une combinaison du taux métabolique, de la faible efficacité d'assimilation alimentaire et de la dilution par croissance semblent limiter le potentiel de bioamplification de ces composés (voir les tableaux A5.7a et A5.7b de l'annexe 5).

Lampi et al., (2010) ont aussi présenté les facteurs d'amplification trophique (FAT) pour des HAP provenant de trois études sur le terrain. Les facteurs d'amplification trophique pour divers hydrocarbures aromatiques polycycliques sont présentés dans le tableau A5.8 (annexe 5).

Les FAT correspondant aux HAP étudiés sur le terrain sont principalement inférieurs à 1, à l'exception des fluorènes et des acénaphtènes, qui sont approximativement de 1. Une combinaison du taux métabolique, de la faible efficacité d'assimilation alimentaire et de la dilution par croissance semblent également limiter le potentiel d'amplification trophique de ces composés. Par conséquent, il est peu probable que les composants linéaires, cycliques et aromatiques des gazoles subissent une bioamplification ou une amplification trophique.

Facteurs d'accumulation biote-sédiments (FABS sédiments)

Lampi et al., (2010) ont également résumé les données sur les facteurs d'accumulation biote-sédiments (FABS) disponibles pour plusieurs HAP à partir d'une base de données compilées par l'Environmental Protection Agency des États-Unis (2008a). Les valeurs médianes de FABS sur le terrain observées chez les poissons pour les HAP qui devraient être retrouvés dans les gazoles (acénaphtylène, acénaphtène, fluoranthène, fluorène, naphthalène et phénantrène) variaient de 0,001 à 0,1. Les valeurs de FABS au quatre-vingt-dixième centile variaient de 10-4 à un peu moins de 1, le naphtalène étant le seul HAP ayant un FABS légèrement inférieur à un. La valeur du FABS des HAP chez les poissons est toujours inférieure à 1. Ce résultat était à prévoir, étant donné la même justification fournie pour les faibles valeurs du facteur de bioamplification et d'amplification trophique. Toutefois, on n'a extrait aucune donnée relative aux facteurs d'accumulation biote-sédiments chez les invertébrés à partir de la base de données de l'Environmental Protection Agency des États-Unis. Dans le cas des invertébrés, ces facteurs peuvent être largement supérieurs à 1, car les invertébrés ne disposent pas des mêmes caractéristiques métaboliques que les poissons (p. ex. B[a]P) (Muijs et Jonker, 2010; Stegeman et Teal, 1973; Neff et al., 1976).

Comme il a été mentionné précédemment, Muijs et Jonker (2010) ont étudié la bioaccumulation du pétrole chez le ver aquatique L. variegatus, et les facteurs d'accumulation biote-sédiments obtenus variaient de 0,01 à 2,3. Cette plage étendue est probablement liée à la différence de l'état de la nappe d'hydrocarbures. Les valeurs du FABS de différents blocs d'hydrocarbures semblaient relativement constantes jusqu'à 22 atomes de carbone, ce qui indique que le  L. variegatus accumulait ces fractions proportionnellement à partir des sédiments. Au-delà de 22 atomes de carbone, les valeurs du FABS ont baissé pour tous les sédiments étudiés, et cela est probablement lié à une baisse de la biodisponibilité des fractions ayant un point d'ébullition plus important, comme les HAP. De même, il y a probablement une meilleure sorption des HAP par les sédiments et, dans certains cas, par des liquides non aqueux. Muijs et Jonker (2010) font l'hypothèse que les vers aquatiques étudiés pourraient même éviter les liquides non aqueux, ce qui pourrait limiter la bioaccumulation des fractions très hydrophobes.

Conclusion de la bioaccumulation

Composants non liés aux HAP

Tel qu'il a été mentionné précédemment, parmi les paramètres auxquels sont associés des critères réglementaires canadiens, les valeurs du FBA sont préférables à celles du FBC, car elles représentent le potentiel d'accumulation dans le biote pour toutes les sources d'exposition et, par conséquent, elles brossent un tableau plus complet de la charge corporelle totale des produits chimiques. Les facteurs de bioamplification (FBAm), d'amplification trophique (FAT) et d'accumulation biote-sédiments (FABS) sont également considérés comme très importants pour comprendre les tendances de bioaccumulation et ils sont utilisés dans une méthode du poids de la preuve pour le potentiel global de bioaccumulation d'un produit chimique.

En général, les alcanes C10 – C15, les cycloalcanes monocycliques C 10, les substances aromatiques monocycliques C9 et les cycloalcanes monoaromatiques C10 ne respectaient pas les critères de la bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000). Cette conclusion est fondée sur les correspondances observées entre les données expérimentales disponibles sur les FBC et les FBA, entre les prévisions de la modélisation cinétique du bilan massique (Arnot et Gobas 2003) ainsi que sur les résultats modélisés reposant sur le modèle de trois niveaux trophiques d'Arnot-Gobas (2004).

La majorité des composants ayant plus de 20 atomes de carbone (alkanes, isoalcanes, cycloalcanes bicycliques et substances aromatiques monocycliques) ont une valeur estimée du log Koe supérieure à 8 et ont été exclus de la modélisation, étant donné que les prévisions peuvent être très incertaines en raison des limitations du modèle (Arnot et Gobas, 2003). De même, en ce qui concerne ces composants ayant plus de 20 atomes de carbone, aucune donnée expérimentale portant sur la détermination des facteurs de bioconcentration n'a été trouvée.

En ce qui concerne les polycycloalcanes, les polycycloalcanes (hydrochrysène) comportant 18 atomes de carbone n'a pas respecté le critère du FBC ou du FBA supérieur ou égal à 5 000 pour les prévisions modélisées du FBA à l'aide du modèle trophique de trois niveaux d'Arnot-Gobas (2004) (tableau A5.6 de l'annexe 5), tandis que les polycycloalcanes comportant 14 et 22 atomes de carbone se sont avérés satisfaire aux critères, d'après le même modèle. La constante du taux métabolique (0,45/jour) pour l'hydrochrysène semble indiquer un taux métabolique rapide en comparaison des constantes plus faibles du taux métabolique (0,01/jour et 0,04/jour) pour les polycycloalcanes comportant 14 et 22 atomes de carbone. Des détails d'études reposant sur des preuves expérimentales pour un polycycloalcane similaire n'ont pas pu être obtenus afin de déterminer les valeurs du FBC et du FBA prévues. Par conséquent, les éléments de preuve disponibles semblent indiquer que le polycycloalcane comportant 18 atomes de carbone n'est pas non plus bioaccumulable selon les résultats modélisés seulement.

On a constaté que les polycycloalcanes comportant 14 et 22 atomes de carbone, les substances aromatiques monocycliques comportant 15 atomes de carbone, les cycloalcanes monoaromatiques comportant de 15 à 20 atomes de carbone et les cycloalcanes diaromatiques comportant 20 atomes de carbone atteignent les critères de bioaccumulation, d'après les résultats du modèle trophique de trois niveaux d'Arnot-Gobas (2004). En ce qui concerne ces composants particuliers, les constantes du taux métabolique (normalisées à un poisson de 184 g à 10 °C) varient entre 0,01 et 0,13 (jour-1), ce qui laisse supposer un taux métabolique faible. Dans le cas des polycycloalcanes comportant de 14 à 22 atomes de carbone, des substances aromatiques monocycliques comportant 15 atomes de carbone et des cycloalcanes monoaromatiques comportant 20 atomes de carbone, seules les données expérimentales sur les facteurs de bioamplification aux fins de comparaison des analogues étaient disponibles. Les facteurs de bioamplification étaient tous inférieurs à 1, ce qui indique que ces composants ne se bioamplifient pas. Dans le cas du cycloalcane monoaromatique comportant 15 atomes de carbone, une seule valeur expérimentale du FBC d'un composant analogue, l'octahydrophénanthrène (FBC de 3 418 L/kg en poids humide), n'a été trouvée. Cependant, si l'on tient compte du faible taux métabolique de 0,197 (jour-1) pour l'octahydrophénanthrène, il se peut que les valeurs du FBC et du FBA prévues pour le cycloalcane monoaromatique comportant 15 atomes de carbone dépassent les critères canadiens, même si cela ne peut être déterminé en raison du manque de détails de l'étude pertinente. Enfin, le seul analogue similaire au cycloalcane diaromatique comportant 20 atomes de carbone (l'iso-heptyl fluorène) est le fluorène, qui a une valeur expérimentale du FBA de 1 030 L/kg en poids humide. Cependant, la présence d'un groupe d'iso-heptyl peut influer sur le potentiel de bioaccumulation du fluorène, et la valeur faible du KM indique un taux de métabolisme lent. Dans l'ensemble, les preuves disponibles laissent entendre que ces composantes sont susceptibles de se bioaccumuler en fonction des résultats des données expérimentales et modélisées disponibles.

Les valeurs du facteur de bioamplification pour 19 substances comprenant des isoalcanes, des cycloalcanes monocycliques et bicycliques, des polycycloalcanes, des substances aromatiques monocycliques, des cycloalcanes monoaromatiques, diaromatiques, et des substances aromatiques à trois et quatre cycles (voir le tableau A5.7 dans l'annexe 5) montrent qu'aucun composant n'a un facteur de bioamplification supérieur à 1. Cela laisse entendre que ces hydrocarbures particuliers ne se bioamplifient pas lorsqu'ils sont comparés aux concentrations dans les aliments. Par conséquent, les preuves à notre disposition laissent entendre que la bioamplification des hydrocarbures pétroliers est limitée. Il est possible que les facteurs d'accumulation biote-sédiments soient supérieurs à 1 pour les invertébrés (jusqu'à 2,3 pour les hydrocarbures pétroliers totaux dans le L. variegatus (Mujis et Jonker, 2010), étant donné qu'ils ne disposent pas des mêmes caractéristiques métaboliques que les poissons. En outre, ces facteurs baisseront probablement pour les composants ayant plus de 22 atomes de carbone en raison d'une diminution de la biodisponibilité des fractions ayant un point d'ébullition plus élevé (Muijs et Jonker, 2010).

Dans l'ensemble, il existe des preuves cohérentes empiriques et prévues qui semblent indiquer que neuf structures représentatives (isoalcane C15, cycloalcanes monocycliques C15, cycloalcanes bicycliques C15, polycycloalcanes C14 et C22, substances aromatiques monocycliques C15, cycloalcanes monoaromatiques C15–C20) atteignent les critères de la bioaccumulation tels qu'ils sont définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000). Ces composants ont un métabolisme lent et sont très lipophiles. L'exposition par l'eau et la nourriture, lorsqu'elles sont combinées, semble indiquer que le taux d'absorption de cette substance pourrait dépasser le taux d'élimination total. Toutefois, ces composants ne devraient pas se bioamplifier dans les réseaux trophiques aquatique, en grande partie parce qu'une combinaison du métabolisme, de la faible efficacité d'assimilation alimentaire et de la dilution par croissance fait en sorte que le taux d'élimination dépasse le taux d'absorption total à partir du régime alimentaire.

Composants des HAP

En général, les cycloalcanes diaromatiques comportant de 12 à 15 atomes de carbone et les substances aromatiques tricycliques comportant 15 atomes de carbone satisfont aux critères de bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000). Cette conclusion est fondée sur les correspondances observées entre les données expérimentales disponibles sur les FBC et les FBA, entre les prévisions de la modélisation cinétique du bilan massique (Arnot et Gobas 2003) ainsi que sur les résultats modélisés reposant sur le modèle de trois niveaux trophiques d'Arnot-Gobas (2004).

Les valeurs expérimentales des FBA et des FBC semblent indiquer que les hydrocarbures aromatiques polycycliques, dans leur ensemble, ont un faible potentiel de bioaccumulation chez les poissons. Cela est en partie attribuable à la métabolisation des HAP par le poisson, ce qui entraîne des concentrations faibles ou indétectables des HAP apparentés dans les tissus des poissons (Varanasi et al., 1989). En ce qui concerne les FBA, aucune des valeurs mesurées ou modélisées n'a satisfait au critère de la bioaccumulation (FBA supérieur(e) ou égal(e) à 5 000), tel qu'il est défini dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), à l'exception des valeurs du FBA modélisées pour l'iso-heptyl fluorène (voir le tableau A5.6 de l'annexe 5). Lampi et al. (2010) ont découvert que les groupes fonctionnels isopropyliques ont augmenté le potentiel de bioaccumulation de naphtalène, même si les groupes d'isopropyles sont jugés atypiques dans les produits pétroliers. Par conséquent, les hydrocarbures aromatiques polycycliques très alkylés, surtout ceux dans les groupes d'isopropyles, ont probablement un plus grand potentiel de bioaccumulation simplement en raison d'une plus grande répartition dans les tissus lipophiles dans le biote et à cause peut-être d'un certain encombrement de  biotransformation. En ce qui a trait à la valeur modélisée du FBA pour l'iso-heptyl fluorène, le seul analogue similaire (fluorène) a une valeur expérimentale du FBA de 1 030 L/kg en poids humide, ce qui est légèrement plus élevé que le FBC prévu à l'aide du modèle cinétique du bilan massique (tableau A5.6 de l'annexe 5). Toutefois, il existe certaines incertitudes entourant les constantes du taux cinétique utilisées pour modéliser les valeurs du FBC et du FBA de ces deux composés (p. ex. les constantes du taux métabolique ont été évaluées à partir des modèles RQSA ou des données sur les analogues) ainsi que le degré d'amplification trophique dans le réseau trophique utilisé par le modèle), ce qui laisse entendre que les FBA peuvent être surestimés. Toutefois, étant donné que la valeur de log Koe de ce composé est de 7,4, intervalle optimal pour une  bioaccumulation élevée à partir de l'alimentation et de l'eau combiné à la possibilité d'un taux de métabolisme lent, et que le facteur d'amplification trophique du fluorène soit à un environ (tableau A5.8 de l'annexe 5), un potentiel de bioaccumulation élevé est encore probable.

Aucune des valeurs modélisées du FBC concernant les HAP représentatifs n'a satisfait au critère de bioconcentration (FBC supérieur ou égal à 5 000), tel qu'il est défini dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000) (voir le tableau A5.6 de l'annexe 5). Cela est en grande partie attribuable à la partie inférieure de la contribution de l'absorption à partir de l'eau par les substances chimiques très hydrophobes, mais aussi en raison de la métabolisation des HPS, comme le naphtalène et le phénantrène, par le poisson, ce qui entraîne des concentrations très faibles ou indétectables des HAP apparentés dans les tissus des poissons (Varanasi et al., 1989). Toutefois, les FBC chez les poissons pour le phénanthrène dépassent le critère de la bioaccumulation (tableau A5.5 de l'annexe 5). Pour le fluoranthène, Weinstein et Oris (1999) ont déclaré un facteur de bioconcentration de  9 054 L/kg en poids humide chez les tête-de-boule, Burkhard et Lukasewycz (2000) ont déterminé un facteur de bioaccumulation de 1 550 L/kg en poids humide chez des touladis et De Maagd (1996) a établi un FBC de 3 388 L/kg en poids humide chez les tête-de-boule. Comme il a été mentionné précédemment, les études Weinstein et Oris (1999) et de De Voogt et al., (1991), ainsi que de Peterson et Kristensen (1998) déclarant des valeurs élevées du FBC renferment des degrés suffisants d'incertitude, ou les résultats du stade précoce de l'existence ne peuvent pas être facilement interprétés par rapport à d'autres études ou d'autres critères de bioaccumulation fondés sur la réglementation. Les conclusions de ces études ont donc été considérées comme étant équivoques et ont reçu une pondération inférieure pour déterminer le potentiel de bioaccumulation, conformément aux critères établis. Les FBC élevés en laboratoire ne sont pas conformes aux FBA mesurés chez les poissons sur le terrain. Par conséquent, il y a un plus grand nombre de preuves de poids et de cohérence provenant des données cinétiques, des valeurs modélisées du FBC et du FBA, des preuves en laboratoire et sur le terrain pour les vertébrés (poissons) qui semblent indiquer que les vertébrés possèdent suffisamment de capacités métaboliques et d'autres processus d'élimination pour atténuer la charge corporelle des HAP en deçà des niveaux perçus par les critères comme étant des niveaux élevés de bioaccumulation.

Des données empiriques sur le FBC visant les invertébrés, notamment les mollusques (fluoranthène), se sont avérées plutôt élevées. Dans le cas de la moule bleue, une étude de 96 heures avec le fluoranthène a donné une valeur du FBC de 5920 L/kg en poids humide, ce qui dépasse le critère de bioaccumulation (tableau A5.5 de l'annexe 5). Cela indique qu'il existe un grand potentiel pour que la charge corporelle atteigne des niveaux toxiques dans les organismes de niveau trophique inférieur comme ils n'ont pas la capacité métabolique d'éliminer les HAP en comparaison aux poissons. Par conséquent, des schémas d'accumulation élevée se trouvent dans le laboratoire et sur le terrain. Il existe également un potentiel que ces charges corporelles dépassent les seuils narcotiques internes, en supposant une exposition constante et continue aux HAP. Toutefois, la majorité des études des FBC sur les HAP indiquent que la bioconcentration chez les invertébrés peut se produire rapidement, mais que la majorité des organismes présentent également une dépuration rapide lorsque le contaminant est retiré. Par conséquent, la durée de l'exposition est essentielle à la bioaccumulation et à la toxicité.

Les facteurs d'amplification trophique (FAT) des HAP sur le terrain étaient essentiellement inférieurs à un, sauf pour les fluorènes et les acénaphtènes, qui étaient approximativement à un (tableau A5.8 de l'annexe 5). Il semble que la bioamplification et l'amplification trophique sont atténuées par une combinaison de la transformation métabolique, de la faible efficacité d'assimilation alimentaire et de la dilution de croissance par la chaîne alimentaire. Les éléments de preuve disponibles semblent indiquer que la bioamplification et l'amplification trophique des HAP ne sont pas assez importantes.

Étant donné que les HAP ont tendance à s'accumuler dans les sédiments, les organismes benthiques peuvent être exposés aux contaminants en permanence. Puisque les invertébrés ne disposent pas des mêmes caractéristiques métaboliques que les poissons (Muijs et Jonker, 2010; Stegeman et Teal, 1973; Neff et al., 1976), le potentiel de bioaccumulation chez les invertébrés devrait être plus élevé que chez les poissons. Bien que seuls des facteurs d'accumulation biote-sédiments chez les poissons aient été trouvés pour certains HAP et qu'ils étaient inférieurs à 1, il est possible que les FAB soient inférieurs à un pour les invertébrés, étant donné qu'ils ont moins de compétences métaboliques que les poissons. Toutefois, les FAB baisseront probablement pour les composants ayant plus de 22 atomes de carbone, en raison d'une diminution de la biodisponibilité des fractions ayant un point d'ébullition plus élevé (Muijs et Jonker, 2010).

Dans l'ensemble, il existe des preuves empiriques et prévues cohérentes qui semblent indiquer que l'une des structures représentatives des HAP (cycloalcane diaromatique comportant 20 atomes de carbone) satisfait aux critères de bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Proportion de composants bioaccumulables dans les gazoles

Il n'y a pas beaucoup de données détaillées disponibles sur la composition de ces gazoles. C'est pourquoi la proportion des structures bioaccumulables de ces gazoles ne peut pas être déterminée avec certitude. Cependant, elles peuvent être comparées aux analyses de la composition du carburant diesel provenant de sources canadiennes. Ces analyses, d'après les analyses empiriques et des valeurs des FBC et des FBA prévues, indiquent que la quantité totale de substance potentiellement bioaccumulable, basée sur le diesel, varie de 20 à 25 % en poids (Yang, 2001). La majorité de cette quantité est composée de dicycloalcanes et de substances monoaromatiques alkylées.

Selon la preuve combinée du potentiel empirique et les analyses des valeurs des FBC et des FBA prévues, les gazoles évalués dans le présent rapport peuvent contenir des composants qui atteignent les critères de la bioaccumulation tels qu'ils sont définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

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Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

Évaluation des effets sur l’environnement

Les renseignements portant sur la toxicité des gazoles sur divers organismes sont présentés ci-dessous. De même, les HAP sont des composants des gazoles et ont déjà fait l'objet d'une étude dans le cadre d'une évaluation des risques. Les HAP figurent sur la Liste des substances toxiques à l'annexe 1 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (Environnement Canada, 2010).

Les conclusions tirées des études sur le terrain et en laboratoire à partir d'échantillons prélevés sur le terrain laissent entendre que le biote est dégradé dans différents sites canadiens contaminés par les HAP provenant de diverses sources industrielles (Canada, 1994).

Il existe des dangers potentiels associés au métabolisme des HAP comme le benzo[a]pyrène. Ce processus peut créer des métabolites qui s'avèrent être des substances mutagènes puissantes. Sous des conditions de laboratoire, on a associé les effets néoplastiques et génotoxiques des organismes terrestres et aquatiques à une exposition aux HAP. On a démontré les premières étapes de la carcinogenèse induite par des produits chimiques, dans le cadre d'études menées sur le terrain (Canada, 1994).

Milieu aquatique

Shell (2011) propose une valeur numérique de toxicité aiguë et chronique pour les organismes aquatiques qui indique la substance 64741-82-8 est très toxique pour les organismes aquatiques (énoncé des dangers H400 en vertu du Système général harmonisé de classification et d'étiquetage des produits chimiques [CEE-ONU, 2011] et valeur de classification de 1) et très toxique pour les organismes aquatiques avec les effets durables (énoncé des dangers H410 et valeur de classification de 1). En vertu de ce schéma, une valeur de classification de 1 de la toxicité aquatique aiguë signifie une concentration létale médiane (CL50) ou une concentration médiane d'effet (CE50) inférieure ou égale à 1 mg/L après un essai de CE(L) 50 de 96 heures ou de 48 heures pour les poissons. Un essai de D(E)L50 de 48 heures pour les invertébrés, ou un essai de CRE50 de 72 à 96 heures pour les algues. En ce qui concerne la toxicité chronique pour les organismes aquatiques, une valeur de classification de 1 signifie que pour les substances qui ne se biodégradent pas rapidement (présomption), la concentration sans effet observé (CSEO) est inférieure ou égale à 0,1 mg/L ou, si absente, la concentration létale avec effets (CL(E)50) est inférieure ou égale à 1 mg/L.

Toutefois, aucune donnée expérimentale n'était disponible concernant la toxicité de ces gazoles pour les organismes aquatiques. Par conséquent, des données sur des carburants similaires et sur le mazout no 2, ainsi que des données modélisées qui ont été utilisées pour évaluer le potentiel de la toxicité  aquatique.

L’Organisation européenne des compagnies pétrolières pour l'environnement, la santé et la sécurité (CONCAWE) a mis au point un modèle de toxicité pour les organismes aquatiques spécialement pour les hydrocarbures pétroliers : PetroTox (2009). Ce modèle est fondé sur une action toxicologique par narcose. Il tient donc compte des effets additifs selon une approche par unité toxique. Il permet de modéliser la toxicité des hydrocarbures pétroliers dans le cas des composés comportant de 4 à 41 atomes de carbone dissous dans la fraction d'eau. Il considère que la toxicité des composés comportant moins de 4 atomes de carbone ou plus de 41 atomes de carbone est négligeable. En effet, les premiers sont très volatils, alors que les seconds sont trop hydrophobes et immobiles. Le modèle PetroTox (2009) génère des estimations de la toxicité qui sont exprimées par une valeur de charge létale médiane (LL50) plutôt qu'une valeur de concentration létale médiane CL50, en raison de l'insolubilité des substances pétrolières dans l'eau.. La valeur de LL50 représente la quantité nécessaire pour produire une fraction de la substance pétrolière adaptée à l'eau, qui est toxique pour 50 % des organismes d'essai. Il ne s'agit pas d'une mesure de la concentration des constituants pétroliers dans la fraction adaptée à l'eau.

Les données écotoxicologiques modélisées du tableau A5.9 (annexe 5) avec des ratios des substances aromatiques par rapport aux substances aliphatiques différentes se limitent aux organismes marins puisque la seule voie de transport importante de ces gazoles restreints aux industries est par camion-citerne marin. Les données indiquent que ces gazoles ont un potentiel élevé de nuire à la plupart des organismes aquatiques à des concentrations relativement faibles (la plus grande partie à inférieur(e) ou égal(e) à 1 mg/L). La probabilité d'effets nocifs est largement associée à la teneur en aromatiques, puisque le mélange 80/20 (contenu aromatique/aliphatique) utilisé dans la modélisation est plus toxique pour les organismes marins que le mélange 61/39 ou le mélange 50/50.

Afin de déterminer si l'utilisation des données de modélisation provenant de PetroTox est appropriée, une méthode de comparaison des produits analogues a également été utilisée pour comparer les données modélisées sur la toxicité de ce gazole par rapport au mazout no 2 et au carburant diesel. Le mazout no 2 est un distillat, mazout léger, également appelé mazout de chauffage, avec un point d'ébullition de 160 à 360 °C (CIRC, 1989a). Les carburants diesel sont des fractions de distillats du pétrole composées principalement d'hydrocarbures comportant de 9 à 20 atomes de carbone dont la plage d’ébullition typique s'étend de 282 à 338 °C (Garde côtière, 1985). Les valeurs de la toxicité aquatique aiguë Le mazout no 2 et le carburant diesel sont présentés dans les tableaux A5.10 et A5.11 (annexe 5).

Les valeurs aquatiques de CL50 pour le mazout no 2 et le carburant diesel varient entre 0,9 et 23,7 mg/L. Les valeurs modélisées du milieu aquatique LL50 provenant de PETROTOX (0,1 à 9,8 mg/L) correspondent à cette plage, bien que la valeur LL50 n'est pas une mesure directe de la concentration de la fraction dissoute qui pourrait causer la toxicité (tableau A5.9 de l'annexe 5). Les données modélisées de PetroTox sont dans la plage pertinente des valeurs de la toxicité mesurées pour les mêmes produits commerciaux.

La valeur de CL50 pour le mazout no 2 est 0,9 mg/L, en fonction de l'exposition de la mysis effilée à la fraction hydrosoluble pendant 48 heures (Anderson et al., 1974). Le contenu aromatique du mazout no 2 est généralement de 25 %, tandis que le gazole 64741-59-9 a une teneur en composés aromatiques plus grande de 61 à 80 % par volume. Les données modélisées les plus faibles pour les fractions adaptées à l'eau du gazole 64741-59-9 sont de 0,06 à 0,08 mg/L, d'après des expositions aiguës d'un amphipode marin (Rhepoxynius abronius). Une telle différence pourrait s'expliquer par la proportion élevée (jusqu'à 80 %) des substances aromatiques dans ce gazole. Les données écotoxicologiques modélisées du tableau A5.9 (annexe 5) indiquent que ces gazoles restreints aux industries ont le potentiel de nuire à un grand nombre d'organismes marins à des concentrations relativement faibles ( inférieur(e) ou égal(e) à  1 mg/L). Malheureusement, les données sur la composition de la substance 64741-82-8 n'étaient pas suffisantes pour exécuter le modèle PETROTOX; toutefois, les déclarations du fabricant européen confirment une gamme de valeurs de toxicité, en général inférieures ou égales à 1 mg/L. Par conséquent, la moyenne des données modélisées des fractions adaptées à l'eau de la substance portant le no CAS 64741-59-9 (0,07 mg/L) a été utilisée pour représenter la valeur critique de toxicité (VCT) de ces gazoles restreints aux industries.

Milieu terrestre

La dose létale médiane aiguë par voie orale (DL50) chez les rats était de 3 200 mg/kg (API, 1982, 1985a). Puisqu'il n'y a eu aucune étude sur l'exposition par inhalation des gazoles restreints aux industries au-delà des durées d'exposition aiguë, les données analogues à d'autres gazoles, y compris les carburants, ont été prises en compte. La toxicité aiguë par inhalation chez les rats était de 3 350 à 5 400 mg/m3 dans l'air (API, 1986a, b). À l'autopsie, les principaux effets observés étaient une inflammation marquée à la fois des voies respiratoires et des poumons (CONCAWE, 1996). On s'attend à ce que les animaux sauvages réagissent de la même manière s'ils sont exposés à ces mêmes niveaux de ces substances; par conséquent, 3 350 mg/m3 sera utilisé pour la valeur critique de la toxicité par inhalation pour les mammifères non humains.

Évaluation de l'exposition écologique

Les estimations des rejets de ces gazoles ont été réalisées à l'aide de données sur les volumes transportés par chaque mode défini dans les soumissions en vertu de l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2009). Les estimations des pertes en mer ont été établies en se fondant sur les renseignements provenant de la côte est du Canada élaborés par le Risk Management Research Institute (RMRI, 2007), en plus des données sur les déversements de la base de données en ligne sur les déversements d'Environnement Canada (Environnement Canada, 2011).

Milieu aquatique

Des scénarios de rejet ont été élaborés pour des rejets des navires à l'eau dans le cas du chargement seulement, car il est probable qu'il s'agisse de la source principale de rejet d'après des renseignements confidentiels reçus en réponse à l'article 71 de la LCPE (1999) (Environnement Canada, 2009). Il n'y a pas eu d'autres moyens de transport ou rejets dans l'eau examinée.

Pour déterminer la concentration environnementale estimée (CEE) dans l'eau, le volume d'eau qui devrait être en contact avec le pétrole déversé a été fourni par un rapport rédigé par le Risk Management Research Institute (RMRI, 2007). Cet ouvrage estimait le risque de déversements de pétrole dans des zones à risque près de la côte Sud de Terre-Neuve-et-Labrador selon la nature des eaux (eaux ouvertes ou partiellement restreintes), le type de bateaux qui naviguent dans les zones, et les quantités de pétrole transportées. Le volume d'eau que l'on estime être en contact avec le pétrole déversé dépendait du volume de pétrole déversé pendant l'incident et la zone à risque du déversement.

Pour les scénarios de chargement, le volume d'eau en contact avec le produit pétrolier proviendra de la zone à risque 1, comme cette région comprend des opérations de chargement à Whiffen Head et à la raffinerie de pétrole de Come By Chance à Terre-Neuve-et-Labrador (RMRI, 2007). La zone d'une nappe de pétrole établie au sein de zones de danger autour de Terre-Neuve-et-Labrador a été estimée pour des plages de volumes de pétrole précises, à l'aide de modèles de dispersion des déversements dans l'océan. Ensuite, le volume d'eau contaminée a été estimé en multipliant la zone par 10 pour représenter les dix premiers mètres d'eau. Ces estimations partent du principe que toute l'eau a été contaminée de la même manière par la substance pétrolière déversée. Ce travail a été élaboré initialement pour le pétrole brut, mais il peut s'appliquer aux mazouts lourds, car ils présentent une densité similaire.

Dans le cas du chargement des gazoles sur les navires, on estime que 144 L (122 kg) de gazole pourraient être perdus lors d'un chargement normal Cela équivaut à 1 baril (États-Unis), et on estime que ce volume déversé sera en contact avec 40 × 106m3 d'eau (tableau A5.12 de l'annexe 5). La concentration dans l'eau qui en résulte serait de 0,003 mg/L (1,22 × 108 mg/4,0 × 1010 L), ce qui est considéré comme la concentration environnementale estimée (CEE) pour le chargement de navire.

Milieu terrestre

Les quantités de ces gazoles transportées par camion étaient trop petites pour justifier une évaluation de l'exposition.

Caractérisation des risques pour l’environnement

La démarche utilisée pour cette évaluation écologique préalable examinait les renseignements scientifiques disponibles et dégageait des conclusions en appliquant la méthode du poids de la preuve conformément à la LCPE (1999). Pour chaque organisme paramètre, une estimation du potentiel d'effets nocifs et une concentration estimée sans effet (CESE) ont été déterminées. La CESE correspond à la plus faible valeur critique de toxicité pour l'organisme d'intérêt divisée par un facteur d'évaluation pertinent. Un facteur d'évaluation de 100 a été utilisé pour tenir compte de l'extrapolation des données modélisées sur la toxicité aiguë aux effets chroniques sur le terrain. Une concentration environnementale estimée (CEE) a également été déterminée. Un quotient de risque (QR = CEE/CESE; tableau 3) a été calculé pour chaque organisme paramètre; il s'agit d'une source de données à prendre en considération pour l'évaluation du risque potentiel pour l'environnement. Dans le cas du chargement des gazoles sur les navires, la CEE pour un déversement moyen, telle qu'elle est calculée ci-dessus, est de 0, 003 mg/L; la valeur moyenne modélisée pour la fraction adaptée à l'eau a été utilisée en tant que valeur critique de toxicité.

Tableau 3. Le quotient de risque calculé pour les gazoles restreints aux industries (no CAS 64741-59-9 et 64741-82-8)
Moyen Organisme CEE VCT Facteur d'évaluation CESE Quotient de risque
Eau de mer (chargement du navire) Rhepoxynius abronius 0,003 mg/L 0,07 mg/L 100 0,0007 mg/L 4,3

Pour produire un quotient de risque de 1, un déversement en milieu marin lors du chargement devrait être supérieur à 33 L, compte tenu du scénario présenté ici. Seulement quatre déversements en milieu marin enregistrés au Canada entre 2000 et 2009 étaient de ce volume ou plus, donc moins d'un déversement par année devrait être potentiellement dangereux.

Ces volumes de déversement ont été calculés à partir de modèles élaborés par le Risk Management Research Institute (RMRI, 2007) concernant le volume déversé et les concentrations de substances pétrolières dans l'eau. Ces modèles tiennent compte de la dispersion de la substance pétrolière déversée et, par conséquent, le volume de déversement calculé lié à un quotient de risque de 1 ne correspond pas à l'exposition aiguë initiale au produit déversé. Il est reconnu que les effets aigus locaux, peuvent se produire pendant la phase initiale d'un déversement, avant que se produise une dispersion importante.

Les propriétés physiques et chimiques des gazoles pourraient augmenter le potentiel de risque des gazoles pour le milieu aquatique. Les produits raffinés légers, comme le carburant diesel et le mazout no 2 (et ces gazoles) sont des fractions de coupe étroite qui ont une faible viscosité et qui se propagent rapidement en de minces pellicules. À titre d'huiles à faible viscosité moyennement persistantes, les distillats légers ont tendance à se disperser facilement dans la colonne d'eau avec la douce action des vagues. Par conséquent, ils ont le plus grand potentiel de se mélanger verticalement par rapport aux autres types de pétrole, ce qui crée un plus grand risque de dissolution -- à la fois pour les pellicules et les gouttelettes en dispersion dans la colonne d'eau. Les fractions hydrosolubles sont dominées par les HAP bicycliques et tricycliques, ce qui peut avoir une incidence sur la vie aquatique. Par conséquent, les déversements de distillats légers ont le plus grand potentiel d'avoir une incidence sur les colonnes d'eau (RNC, 2003). Une grande différence entre la substance portant le no CAS 64741-59-9 et le mazout no 2 Le problème avec le carburant diesel c'est qu'il présente une plus forte teneur en substances aromatiques, soit de 61 à 80 %, alors que le mazout no2 non a une teneur en substances aromatiques d'environ 25 % et celle du carburant diesel peut aller jusqu'à 37 %. Cela peut avoir une incidence majeure sur la toxicité de ce gazole par rapport aux carburants finis et mélangés, car la toxicité augmente à mesure que la fraction aromatique augmente (tableau A2.1 de l'annexe 2).

D'après les résultats d'AOPWIN (2008), tous les composants des gazoles se dégraderont rapidement par l'entremise d'interactions avec les radicaux hydroxyles présents dans l'air. En ce qui a trait à la modélisation de la biodégradation primaire et ultime, les cycloalcanes bicycliques C15–C20 , les polycycloalcanes C14–C22 , les cycloalcanes monoaromatiques C10–C20 , les cycloalcanes aromatiques à deux cycles C15, et les cycloalcanes diaromatiques C12–C15 présents dans ces gazoles atteignent les critères de persistance dans l'eau, le sol et les sédiments (demi-vie dans le sol et l'eau supérieur(e) ou égal(e) à 182 jours, et demi-vie dans les sédiments supérieur(e) ou égal(e) à  365 jours). Les cycloalcanes représentent une portion relativement petite (de 8 à 10 %) des gazoles. Il n'y a pas de renseignements détaillés sur la teneur précise en aromatiques de ces gazoles; toutefois, la substance portant le no CAS 64741-59-9 peut en comprendre jusqu'à 80 % (en volume), qui comprendrait les substances aromatiques persistantes indiquées ici. Par conséquent, on s'attend à ce que ces gazoles contiennent une quantité importante de composants qui atteignent les critères de persistance dans le sol, l'eau et les sédiments, tels qu'ils sont définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000).

Selon la preuve combinée de l'analyse empirique et prévue des FBC, des FBA, des FBAm, des FAT et des FAB, les gazoles évalués dans le présent rapport peuvent contenir des composants (jusqu'à environ 25 % en poids) qui satisfont aux critères de bioaccumulation définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation (Canada, 2000), mais qui ne sont pas susceptibles de se bioamplifier dans les réseaux trophiques. Les valeurs empiriques et prévues des FBC et les valeurs prévues des FBA sont supérieures ou égales à 5 000 pour les isoalcanes, les cycloalcanes et certaines substances aromatiques. Il existe des preuves cohérentes sur l’état d'équilibre et sur la cinétique qui laissent entendre que ces composants ne se transforment pas très rapidement et qu'ils présentent une efficacité d’assimilation alimentaire suffisante, et que lorsque les niveaux dans les tissus sont comparés à la fraction biodisponible dans l'eau, les facteurs d'accumulation devraient être élevés.

En général, les poissons peuvent métaboliser les composés aromatiques.  Des structures aromatiques représentatives de gazoles avec un potentiel de bioaccumulation élevé, seul un cycloalcane diaromatique comportant 20 atomes de carbone a été bioaccumulable (c.-à-d. un FBC ou FBA supérieur(e) à 5 000).  Cette structure contient un groupe fonctionnel isoalkylique qui pourrait nuire à la biotransformation.  Il existe des preuves démontrant que l'alkylation augmente la bioaccumulation de naphtalène (Neff et al., 1976, Lampi et al., 2010), mais on ne sait pas si cela peut être généralisé à des HAP plus gros ou si une augmentation potentielle de la bioaccumulation causée par l'alkylation sera suffisante pour dépasser les critères canadiens.

La bioaccumulation des composés aromatiques peut être plus faible dans les environnements naturels que ce qui est observé en laboratoire.  Les HAP peuvent s'adsorber aux matières organiques en suspension dans la colonne d'eau (matières humiques dissoutes), ce qui diminue leur biodisponibilité globale principalement en raison de l'augmentation de la taille. Cela a été observé avec les poissons (Weinstein et Oris, 1999) et les daphnies (McCarthy et al., 1985).

En général, les poissons peuvent métaboliser les composés aromatiques.  Toutefois, il existe des preuves que le fluoranthène est très bioconcentré dans les mollusques. Il est possible que ces composants bioaccumulables atteignent des niveaux toxiques dans les organismes si l'exposition est constante, continue et d'une ampleur suffisante; toutefois, cela est peu probable dans la colonne d'eau à la suite d'un scénario de déversement en raison de la dispersion relativement rapide.

Comme le montre le tableau A5.13 (annexe 5), certains composants peuvent satisfont à la fois aux critères de persistance et de bioaccumulation du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation. Il s'agit notamment des cycloalcanes bicycliques comportant 15 atomes de carbone, des polycycloalcanes comportant 14 et 22 atomes de carbone, et des cycloalcanes monoaromatiques comportant de 15 à 20 atomes de carbone. En ce qui concerne les invertébrés, le fluoranthène, qui a un potentiel de bioaccumulation élevé chez les mollusques, est aussi persistant dans les sédiments, ce qui pourrait mener à une exposition de longue durée.  D'après la modélisation de la fugacité de niveau III de cette substance (tableau A5.1), le fluoranthène devrait se répartir dans les sédiments lorsqu'il est rejeté dans l'eau, où il peut s'accumuler dans les invertébrés benthiques ayant une faible capacité métabolique.  Toutefois, la proportion de fluoranthène dans ces gazoles est faible. En outre, étant donné qu'il y a eu en moyenne quatre déversements par année de diesel, de mazout léger et de distillat de pétrole de 2000 à 2009, dont seulement une fraction des deux gazoles qui sont en cours d'évaluation dans le présent rapport, on s'attend à ce que les déversements des gazoles dans l'eau pendant les activités de chargement ne soient pas nocives pour les organismes aquatiques.

D'après les données présentées aux fins de la présente évaluation préalable sur la fréquence et l'importance des déversements, ces substances présentent un risque faible d'effets nocifs sur les organismes ou sur l'intégrité globale de l'environnement. Il est conclu que les gazoles restreints aux industries (numéros de CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 ne satisfont à aucun desdes critères énoncés aux alinéas 64a) et 64b) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui peuvent avoir un effet nuisible immédiat ou à long terme sur l'environnement ou sa diversité biologique, ou qui constituent ou peuvent constituer un danger pour l'environnement essentiel pour la vie.

Incertitudes dans l’évaluation des risques pour l’environnement

Cette analyse porte sur les incertitudes associées à chaque élément de la présente évaluation, notamment la sélection et la quantification des structures représentatives, les estimations de l'exposition, les estimations des effets et la caractérisation des risques.

Toute modélisation des propriétés physiques et chimiques d’une substance ainsi que des caractéristiques de persistance, de bioaccumulation et de toxicité est fondée sur les structures chimiques. Ces gazoles ne peuvent pas être représentés par une structure chimique unique, car ils sont classés UVCB. La composition chimique précise des substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 est variable et n'est pas bien définie. Le nombre, l'identité et la proportion des composés formant les différents gazoles portant le même no CAS peuvent varier grandement en fonction des conditions d'exploitation, des charges d'alimentation et des unités de traitement. Par conséquent, aux fins de la modélisation, un ensemble de structures représentatives offrant des estimations pour toute la gamme de composants susceptibles d'être présents a été trouvée. Plus précisément, ces structures ont été utilisées pour évaluer le devenir et les propriétés dangereuses des gazoles. Étant donné que le même nombre d’atomes de carbone et type de composant peuvent être associés à plusieurs structures représentatives, il est reconnu que des incertitudes liées à la structure existent pour cette substance. Dans le cas présent, on a utilisé les propriétés physiques et chimiques de 24 structures représentatives pour estimer le comportement général de ces gazoles, afin de représenter l'échelle attendue en ce qui concerne les caractéristiques physiques et chimiques. Étant donné le nombre élevé de permutations probables du type et du pourcentage des structures des gazoles, il existe des incertitudes concernant les résultats associés à la modélisation.

Des incertitudes découlent de la variabilité des données sur les déversements. Les données disponibles sur les déversements ne font habituellement pas état des valeurs pour chaque substance précise par no CAS. Pour le transport maritime, Environnement Canada a déclaré des données sur des déversements pour des substances semblables à ces gazoles, plus précisément les mazouts, l'essence, le carburant diesel et le carburéacteur. Des données sur les déversements propres à ces gazoles restreints aux industries ne sont pas disponibles pour chaque mode de transport.

La présente évaluation comprend une prévision des effets sur les biotes à l'aide de valeurs d'accumulation et d'exposition mesurées ou modélisées, qui reposent habituellement sur des expositions modélisées pour les organismes à des niveaux trophiques plus élevés. Cependant, tous les modèles sont une version simplifiée des systèmes ou processus naturels et, par conséquent, reposent sur un certain nombre d'hypothèses. Ces hypothèses, à leur tour, créent des incertitudes dans les résultats.

Les calculs de modélisation des FBA sont issus d'une grande base de données de valeurs mesurées de FBA des Grands Lacs pour des produits chimiques qui sont mal métabolisés (p. ex. des BPC). Dans le cas de la biotransformation métabolique, les prévisions modélisées des FBA sont généralement conformes aux FBA mesurés chez les poissons. De nombreux hydrocarbures pétroliers sont métabolisés rapidement, c'est-à-dire relativement métabolisés par les invertébrés, et beaucoup plus par les poissons (Arnot et Gobas, 2003; Arnot et al. , 2008a, b). L'estimation de la biotransformation au premier niveau trophique qui a servi pour le modèle est incertaine. Par conséquent, si on prend en considération ces facteurs, il est possible qu'on ait surestimé les prévisions modélisées des FBA.

L'importance et l'incidence de la bioaccumulation sont propres aux espèces et sont fonction d'une variété de facteurs, tels que les espèces, leur taille et les conditions environnementales. À l'heure actuelle, il n'y a pas de données sur le terrain relatives à des études de la bioaccumulation des gazoles restreints aux industries en tant que classe. Par conséquent, la prévision des effets repose sur la modélisation des FBA des structures représentatives, d'après des données de répartition obtenues en laboratoire.

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Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

Évaluation de l'exposition

La caractérisation de l'exposition des substances pétrolières restreintes aux industries est axée sur les rejets fugitifs. Il s'agit notamment des gaz d'évaporation émis pendant les différents modes de transport des substances pétrolières. Les données sur les rejets involontaires (fuites ou déversements) utilisées dans l'évaluation, aux fins d'évaluer le potentiel des substances à causer des effets nocifs pour la santé humaine, sont considérées comme des rejets qui surviennent de façon non régulière ou non prévisible dans des endroits géographiques précis. Ces rejets involontaires ne contribuent pas normalement au potentiel d'exposition de la population générale au Canada.

En raison de la volatilité relativement faible des gazoles restreints aux industries (voir le tableau 1), ainsi que des règlements visant à limiter les rejets potentiels pendant la manipulation des substances pétrolières (voir l'annexe 3), l'exposition non professionnelle de la population en général découlant du chargement ou du déchargement n'est pas prévue. Malgré la volatilité relativement faible, les émissions par évaporation des gazoles restreints aux industries pendant le transport (p. ex. durant le transport par bateau entre les installations), ainsi que lors des arrêts de chargement et de déchargement au port, se retrouveront dans l'air ambiant. À ce titre, l'inhalation est la principale voie d'exposition potentielle de la population générale à proximité de tels moyens de transport.

Par inhalation

Dans la mesure où des données de surveillance des gazoles dans l'environnement ne sont pas disponibles, les niveaux de vapeurs de gazoles dans l'air ambiant ont été estimés à l'aide de SCREEN3 (1996), un modèle gaussien de dispersion atmosphérique pour les évaluations préalables, basé sur le modèle Industrial Source Complex (pour évaluer les concentrations de polluants provenant de sources diverses dans un complexe industriel).Le facteur déterminant de la dispersion de l'air dans le modèle SCREEN3 est le vent. Le niveau d'exposition maximum calculé est sélectionné en fonction d'une matrice de données météorologiques intégrée offrant différentes combinaisons de conditions météorologiques, y compris la vitesse du vent, la turbulence et l'humidité. Ce modèle prédit directement les concentrations qui résultent des rejets de source ponctuelle, diffuse ou liée à un volume. Le modèle SCREEN3 donne les concentrations maximales d'une substance chimique à des niveaux de réception choisis et à différentes distances à partir d'une source de rejet pour une population donnée se trouvant à proximité de cette source du rejet, dans la direction du vent par rapport au vent courant, une heure après un rejet. Au cours d'une période de 24 heures, pour les émissions provenant de sources ponctuelles, la concentration maximale pendant une heure (évaluée par la version 3 de ISC) est multipliée par un facteur de 0,4 pour tenir compte des orientations variables du vent. Il en ressort une estimation de la concentration dans l'air pour une exposition de 24 heures (USEPA, 1992). De même, en ce qui concerne les expositions qui se sont produites pendant l'année, on peut s'attendre à ce que la direction des vents dominants soit encore plus variable et diffère de la direction du vent pour un seul événement. Par conséquent, la concentration d'exposition maximale amortie pour une année est calculée en multipliant la concentration maximale pour une heure d'exposition par un facteur de 0,08. De tels facteurs d'échelle ne sont pas utilisés pour les émissions provenant de sources non ponctuelles. Toutefois, pour éviter la surestimation des expositions de sources diffuses, un facteur de mise à l'échelle de 0,2 a été utilisé pour obtenir les concentrations d'exposition annuelles à partir de la valeur maximale d'une heure d'exposition, obtenue avec le modèle SCREEN3. La liste détaillée des paramètres d'entrée pour le modèle SCREEN3 est présentée dans le tableau A6.1 (annexe 6). Il convient de noter que les estimations des concentrations quotidiennes sont considérées comme prudentes, car, en raison de sa conception, le SCREEN3 est un outil d'évaluation préalable prudent, utilisé comme méthode rapide pour estimer la dispersion atmosphérique de différentes substances chimiques.

À titre d'estimation prudente, les émissions par évaporation normales établies pour une journée du processus d'arrêt au port sont présumées provenir d'une zone définie plutôt que d'une source mobile (p. ex. le scénario d'exposition d'une journée utilisé pour représenter tous les 7 jours du processus d'arrêt typique au port est le scénario de la pire éventualité, où le navire est en port et stationnaire); par conséquent, les niveaux réels devraient être plus faibles, étant donné que la source de rejet se déplace pour une partie du processus d'arrêt au port de 7 jours (c.-à-d. lorsque le navire entre et quitte le port). Les émissions par évaporation normales estimatives des gazoles restreints aux industries dans l'air pendant le transport par navire (y compris la période où le navire est en port) sont d'environ 1 100 kg/année ou 3,2 kg/jour (tableau A6.2 de l'annexe 6). Le taux de rejet (7,4 × 10-5  g/s m2) est calculé en fonction de la perte de 3,2 kg/jour et la zone de rejet estimée de 50 m × 10 m. Ce taux de rejet (7,4 × 10-5  g/s m2) a été utilisé dans SCREEN3 pour déterminer les concentrations des vapeurs de gazoles dans l'air ambiant (SCREEN3, 1996). L'exposition à des gazoles évaporés se produira pendant un arrêt type d'une semaine dans un port.

Les concentrations maximales estimées de vapeurs de ces substances dans l'air ambiant pendant 24 heures sont présentées dans le tableau A6.3 (annexe 6). Pour obtenir une estimation prudente de l'exposition de la population générale à proximité de ces corridors de transport, la concentration à 1 000 m a été utilisée pour les concentrations des vapeurs de gazoles dans l'air ambiant provenant des émissions de vapeurs pendant le processus d'arrêt au port de 7 jours. La concentration maximale dans l'air ambiant à 1 000 m a été estimée à 1,0 µg/m3.

En raison de l'utilisation d'une valeur des émissions de gaz d'évaporation à partir d'une source ponctuelle plutôt que d'un navire mobile, de la mise en place d'un récepteur à 1 000 m de la source de rejets ainsi que de la nature prudente de la modélisation SCREEN3, l'estimation de la concentration d'exposition pour la population en général est considérée comme prudente.

Évaluation des effets sur la santé

Les effets sur la santé des deux gazoles restreints aux industries (nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8) ont été évalués principalement à l'aide de données propres à ces deux numéros CAS. Cependant, étant donné le nombre restreint d'études réalisées précisément sur l'évaluation des effets sur la santé des gazoles restreints aux industries pour certains paramètres ou voies d'exposition, d'autres gazoles de l'ASP qui présentent des similarités ayant trait aux procédés ainsi qu'aux propriétés physiques et chimiques ont aussi été pris en compte. Comme les propriétés physico-chimiques des gazoles restreints aux industries et des autres gazoles sont semblables, leurs propriétés toxicologiques sont probablement semblables également. Les données relatives aux effets sur la santé ont donc été regroupées et utilisées pour établir un profil toxicologique applicable à tous les gazoles. Par conséquent, les effets sur la santé des gazoles sont représentés à titre de groupe, et non par numéro CAS individuel.

L'annexe 7 comporte un résumé des renseignements disponibles relativement aux effets sur la santé des substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 chez les animaux de laboratoire. Un résumé des principales études est présenté ci-dessous. La documentation relative aux effets sur la santé renvoie à divers échantillons de catégorie portant le no CAS 64741-59-9 sous le nom d'API 83-07, API 83-08, gazole léger MD-7, gazole léger Mobil et distillat léger à craquage catalytique. Différents échantillons de la substance portant le no CAS 64741-82-8 ont été mentionnés sous les appellations de gazole léger de cokéfaction Mobil, DGMK no 8 et distillat léger à craquage thermique.

Les gazoles ont une toxicité aiguë faible. Dans les études sur la toxicité aiguë, la substance API 83-07 a révélé une DL50 orale de 3 200 mg/kg p.c. chez les rats femelles et une CL50 par inhalation de 3 350 mg/m3 chez les rats mâles (API, 1982, 1985a, 1986a). Les substances API 83-07 et 83-08 ont montré une DL50 cutanée supérieure à 2 000 mg/kg p.c. chez les lapins (API, 1982, 1985a, b). Une irritation cutanée légère à grave a été observée dans tous les cas d'exposition cutanée aiguë. Aucune étude de toxicité aiguë n'a été relevée pour la substance portant le no CAS 64741-82-8.

Dans les études de toxicité cutanée à court terme et subchronique des substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741­82-8, une irritation cutanée modérée à grave et une inflammation ont été observées chez les animaux de laboratoire à toutes les doses testées. Dans une étude à court terme dans laquelle des rates Sprague-Dawley enceintes ont été exposées à du gazole léger Mobil entre les jours de gestation 0 à 19 ou 6 à 15, une dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) de 50 mg/kg p.c. par jour a été établie d'après la diminution du gain de poids corporel maternel et du gain de poids (probablement en raison d'une baisse de la consommation d'aliments), ainsi qu'une irritation de la peau (Mobil, 1988a). Dans une étude de toxicité subchronique pendant laquelle des rats Sprague-Dawley mâles et femelles ont été exposés à la substance portant le no CAS 64741-82-8 à raison de 5 jours par semaine pendant 13 semaines, une DMENO de 30 mg/kg p.c. par jour a été établie d'après l'augmentation du nombre de lymphocytes chez les femelles et une diminution de 10 % du poids du thymus chez les mâles (Mobil, 1991). Quatre autres études cutanées à court terme et subchroniques ont été recensées pour la substance portant le no CAS 64741-59-9. Ces études ont révélé une diminution du poids du thymus et une augmentation du poids du foie chez les rats, ainsi que divers degrés d'irritation de la peau chez les rats et les lapins (API, 1985c, d; Mobil, 1985; Feuston et al., 1994). Deux autres études cutanées à court terme et subchroniques ont été signalées pour la substance portant le no CAS 64741-82-8. Un distillat léger à craque thermique a été appliqué sur la peau de rats femelles Sprague-Dawley enceintes à des doses de 15, 60, 250 ou 500 mg/kg p.c. par jour pendant les jours de gestation 0 à 19. Les effets sur les mères comme une irritation de la peau modérée à grave, de l'érythème, une desquamation, la gale et l'épaississement de la peau ont été observés à une dose non précisée (Mobil, 1988b). Dans la deuxième étude, des doses de 30, 125, 500 ou 2 000 mg/kg p.c. par jour ont été appliquées sur la peau de rats mâles et femelles Sprague-Dawley, à raison de 5 jours par semaine pendant 13 semaines. Une augmentation du poids relatif du foie a été observée à la dose 125 mg/kg p.c. par jour (Feuston et al., 1994).

Des études à exposition répétée visant à évaluer les effets sur la santé de l'inhalation des gazoles restreints aux industries n'ont pas été recensées. Donc, les niveaux d'effet critique ont été obtenus à partir d'études des effets sur la santé des gazoles connexes (tel qu'il est indiqué ci-dessus). Dans une étude à doses répétées à court terme (quatre semaines) sur rats Sprague-Dawley mâles et femelles exposés à la substance portant le no CAS 64742-80-9 (distillat moyen hydrodésulfuré), la dose de 25 mg/m3 a été identifiée comme la CMENO d'après les changements microscopiques dans les tissus nasaux et une inflammation subaiguë de la muqueuse respiratoire (API, 1986c). Une augmentation du nombre de leucocytes (environ 30 %) a également été observée, mais aucun changement macroscopique correspondant n'a été observé à l'autopsie. Dans le cadre d'une étude sur la toxicité subchronique par inhalation à exposition répétée d'un autre gazole (no CAS 68334-30-5; carburant diesel), la dose de 250 mg/m3 a été identifiée comme la CMENO d'après la diminution du poids corporel et l'augmentation du temps de réaction à l'essai d'inhibition du réflexe de sursaut, à tous les niveaux d'exposition chez les rats mâles et femelles Sprague-Dawley exposés à raison de 2 jours par semaine pendant 13 semaines, mais aucun changement histologique correspondant n'a été constaté dans le système nerveux (Lock et al.,1984). Par conséquent, on a déterminé que les doses de 25 et 250 mg/m3 correspondent, respectivement, aux niveaux d'effets critique par inhalation à court terme et subchronique, pour les gazoles restreints aux industries.

Les substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 ont été évaluées dans un nombre limité d'essais de génotoxicité in vitro et in vivo. In vivo, les substances API 83-07 et API 83-08 n'ont eu aucune incidence sur l'index mitotique des cellules de moelle osseuse de rat dans deux essais cytogénétique (API, 1985e, 1986d), mais la substance API 83-07 s'est révélée positive pour l'échange de chromatides sœurs chez les souris (API, 1989a). Aucune étude in vivo n'a été recensée pour la substance portant le no CAS 64741-82-8. In vitro, le gazole léger MD-7 a révélé un index de mutagénicité de 14 lors d'un essai d'Ames modifié, et contenait 8,7 % de composés aromatiques polycycliques (Nessel et al., 1998). Des résultats positifs pour les deux substances, soit l'API 83-07 (avec activation métabolique) et l'API 83-08 (avec et sans activation métabolique) ont également été observés dans l'analyse du lymphome de la souris (API, 1985f, g). Des résultats équivoques pour un essai d’échange de chromatides sœurs ont été observés pour l'API 83-07, avec et sans activation métabolique (API, 1988). La substance portant le no CAS 64741-82-8 a présenté des résultats positifs dans un test d’Ames modifié dans deux études différentes (Blackburn et al., 1984, 1986; Conaway et al., 1984; DGMK, 1991).

Par conséquent, les gazoles restreints aux industries démontrent un potentiel génotoxique, comme en font foi les résultats positifs dans les essais in vivo et in vitro pour l'échange de chromatides sœurs des cellules de lymphomes de souris et des tests d'Ames. Cependant, en raison du nombre restreint d'expériences réalisées pour les deux substances des présents nos CAS, les autres gazoles hautement prioritaires de l'ASP ont également été pris en compte. Le potentiel de génotoxicité de ces deux gazoles restreints aux industries est appuyé par l'ensemble de la base de données sur la génotoxicité des autres gazoles, même s'il est reconnu que les résultats étaient variables en fonction de la substance testée et de l'essai utilisé. Dans l'ensemble, les gazoles, notamment les substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8, démontrent un potentiel génotoxique.

En ce qui concerne le potentiel cancérogène des gazoles restreints aux industries, les substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 ont été classées dans la catégorie 2 des substances cancérogènes (R45 : peut causer le cancer) par la Commission européenne (ESIS, 2008). Le Système général harmonisé de classification et d'étiquetage des produits chimiques des Nations Unies a classé ces substances dans la catégorie 1B pour la cancérogénicité (H350 : pouvant causer le cancer) (Commission européenne, 2008a). Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a également indiqué que la substance portant le no CAS 64741-59-9 présente des preuves suffisantes observées chez les animaux de laboratoire quant à la cancérogénicité, conformément au groupe 2A (probablement cancérogène pour l'homme). Les données étayant cette conclusion ont été prises en considération lorsque « exposition professionnelle dans le secteur du raffinage du pétrole » a été classée comme un cancérogène du groupe 2A (probablement cancérogène pour l'homme), bien que la substance portant le no CAS 64741-59-9 n'était pas directement affectée à un groupe carcinogène du CIRC comme telle (CIRC, 1989a). D'autres gazoles ont été classés par le CIRC comme des cancérogènes du groupe 3 (inclassables quant à leur cancérogénicité pour les humains) (CIRC, 1989b, c)[4].

Le potentiel cancérogène par exposition cutanée de la substance portant le no CAS 64741-59-9 a été analysé dans le cadre d'études multiples sur des souris à la peau peinturée. On a noté une augmentation statistiquement significative du nombre de souris ayant des tumeurs cutanées après qu'elles aient été exposées de façon chronique au gazole léger MD-7 à une dose de 343 mg/kg p.c. par jour, qui correspond à la plus faible dose testée (Nessel et al., 1998). Les types de tumeurs et les effets associés étaient uniformes dans toutes les études différentes, les carcinomes squameux présentant la plus grande incidence, suivis des fibrosarcomes et des papillomes (Skisak et al., 1994; Broddle et al., 1996; Nessel et al., 1998). Une étude a étudié les activités d'initiation et de promotion de la tumeur du distillat léger à craquage catalytique (Skisak et al., 1994). Des tumeurs de la peau se sont formées chez 93 % des souris lorsque des distillats légers à craquage catalytique ont été utilisés comme agents promoteurs de la croissance de tumeurs, mais seulement 30 % des souris présentaient des tumeurs lorsqu'ils ont été utilisés comme agent initiateur de tumeurs. Dans l'ensemble, les résultats indiquent que la substance portant le no CAS 64741-59-9 peut présenter des preuves importantes d'activité cancérogène et de promotion de tumeurs lorsqu'elle est appliquée de manière chronique sur la peau des souris.

Le potentiel cancérogène par exposition cutanée de la substance portant le no CAS 64741-82-8 a été évalué à titre de substance d'essai mélangée avec trois autres gazoles. Les souris ont été exposées par voie cutanée à 1 389 mg/kg p.c. du mélange de substances, à raison de deux fois par semaine pendant 80 semaines. À 80 semaines, 98 % des souris exposées avaient développé des tumeurs cutanées (ARCO, 1980a,b, 1981). Toutefois, il est difficile d'imputer un effet cancérogène à la substance portant le no CAS 64741-82-8 en se basant sur cette étude, étant donné que la substance a été administrée en combinaison avec trois autres substances.

En ce qui concerne le potentiel tumorigène des gazoles, il est reconnu qu'ils peuvent présenter une concentration importante de composants tumorigènes, comme les hydrocarbures aromatiques polycycliques, et que l'importance de cette fraction peut varier selon la nature et la quantité des diluants utilisés ainsi qu'en fonction des opérations de craquage qu'a pu subir ou non ce constituant résiduel. Le gouvernement du Canada a mené une évaluation des risques pour la santé humaine portant sur cinq hydrocarbures aromatiques polycycliques, évaluation qui consistait en un examen critique des données pertinentes dans le cadre du programme des substances d’intérêt prioritaire. En se basant principalement sur les essais biologiques de cancérogénicité sur des modèles animaux, on a qualifié ces hydrocarbures aromatiques polycycliques de substances probablement cancérogènes pour l'homme, c’est-à-dire des substances qu’on croit poser un risque d’effet nocif quel que soit le niveau d’exposition (Canada, 1994). En raison du manque d'exposition aux gazoles, l'évaluation de la contribution des composants de gazoles à l'activité cancérogène dépasse la portée de la présente évaluation.

Le potentiel des substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 de nuire à la reproduction et au développement a aussi été évalué. Les seules DMENO disponibles sur la reproduction ou le développement pour les gazoles ont été relevées pour la substance portant le no CAS 64741-59-9 et ont été observées uniquement à la plus forte dose testée. Le gazole Mobil a présenté une DMENO sur la reproduction de 1 000 mg/kg p.c. par jour d'après l'augmentation des résorptions après l'application de la substance sur la peau des rats entre le jour 6 et le jour 15 de la gestation (Feuston et al., 1994). Dans une étude similaire, une DMENO de 1 000 mg/kg p.c. par jour a été établie pour la toxicité pour le développement, d'après la diminution statistiquement importante du poids corporel des fœtus, après que des rates enceintes aient été exposées à la substance par voie cutanée pendant les jours de gestation 0 à 6 et 6 à 15 (le poids corporel des fœtus présentait également une tendance à la baisse dans le groupe exposé à une dose de 500 mg/kg p.c. par jour pendant les jours de gestation 0 à 19) (Mobil, 1988a). Trois études menées sur la substance portant le no CAS 64741-82-8 n'ont révélé aucun effet sur le développement ou la reproduction lorsqu'elle était appliquée sur la peau des rats. Les doses variaient de 15 à 2 000 mg/kg p.c. par jour (Mobil, 1988b, 1991; Feuston et al.,  Toutes les autres études portant sur les gazoles hautement prioritaires de l'APS administrés par voie cutanée ou par inhalation ont produit des résultats négatifs à toutes les doses/concentrations mises à l'essai. Les données dont on dispose indiquent que, lorsqu'ils sont appliqués à des animaux de laboratoire par inhalation ou par voie cutanée pendant la gestation, les gazoles restreints aux industries ne présentent pas une toxicité importante pour le développement ou la reproduction.

Aucune documentation relative aux études épidémiologiques chez les humains portant sur les gazoles restreints aux industries n'a été relevée. Cependant, l'examen des études qui ont évalué les autres gazoles ont révélé un rapport de cas mettant en cause l'exposition cutanée répétée au diesel, donnant lieu à des effets néfastes sur la santé, y compris l'insuffisance rénale (Crisp et al., 1979). Par ailleurs, une étude cas-témoins sur des hommes cancéreux a révélé une corrélation entre le cancer de la prostate et des expositions en milieu professionnel pour les carburants diesel. Toutefois, il n'y avait aucune preuve d'une relation dose-réponse positive (Siemiatycki et al., 1987). En raison des facteurs de confusion et des données limitées, les éléments de preuve recueillis lors de ces études sont considérés comme étant insuffisants pour tirer une conclusion sur les effets de l'exposition humaine à des gazoles.

Caractérisation des risques pour la santé

Les gazoles restreints aux industries ont été établis comme étant hautement prioritaires aux fins d'intervention lors de la catégorisation de la Liste intérieure des substances (LIS), car on estime qu'ils présentent le plus  grand potentiel d'exposition pour les particuliers au Canada et un risque élevé pour la santé humaine. Un effet critique pour la catégorisation initiale des gazoles restreints aux industries était la cancérogénicité, basé principalement sur les classifications par des organismes internationaux. Ces substances ont été classées par la Commission européenne comme étant des cancérogènes de catégorie 2 (ESIS, 2008), par le Système général harmonisé de classification et d'étiquetage des produits chimiques comme étant des cancérogènes de catégorie 1B (Commission européenne, 2008a) et par le Centre International de recherche sur le Cancer (CIRC) comme étant des cancérogènes du groupe 2B (CIRC, 1989a, b, c). Plusieurs études sur le cancer menées sur des animaux de laboratoire ont révélé la formation de tumeurs cutanées après l’application répétée de la substance portant le no CAS 64741-59-9 sur la peau de ces animaux (Skisak et al., 1994; Broddle et al., 1996; Nessel et al., 1998). Ces dernières se sont avérées génotoxiques dans le cadre d'essais in vivo et in vitro. Il n'existe aucune étude sur la cancérogénicité par inhalation pour présenter le potentiel cancérogène de ces substances sur la population en général suite à une exposition par inhalation.

Les effets sur la santé à long terme des gazoles ont principalement été examinés par l’exposition par voie cutanée; cela est probablement attribuable en partie à sa volatilité relativement faible (tableau 1). Les études relatives aux effets sur la santé des rongeurs à partir desquelles les CMENO à court terme et subchroniques ont été sélectionnées (comme données représentatives pour les gazoles restreints aux industries) utilisaient toutes deux des méthodes artificielles (pulvérisateur et chaleur) pour générer des aérosols et augmenter les concentrations de ces substances dans l'air ambiant, soulignant par le fait même la faible volatilité de gazoles en général et indiquant que, dans des conditions normales, la volatilisation des gazoles restreints aux industries serait minime (c.-à-d. qu'elle ne donnerait pas lieu à d'importantes concentrations de vapeur dans l'air ambiant).

Étant donné que l'exposition potentielle de la population générale aux gazoles restreints aux industries est due principalement à l'inhalation de l'air ambiant contenant des vapeurs de gazoles, provenant des émissions par évaporation durant le transport, et que les estimations de la concentration d'air maximale (1,0 µg/m3) sont considérées comme étant faibles, le risque pour la santé humaine est également considéré comme étant faible. L'estimation des concentrations dans l'air ambiant est très prudente et mise en évidence par l'hypothèse selon laquelle les émissions par évaporation journalières totales se produisent dans une zone géographique déterminée à partir d'une source ponctuelle fixe (sous des conditions normales d'exploitation, les émissions par évaporation proviennent principalement de sources mobiles; par conséquent, les rejets sont répartis dans une zone géographique étendue).

On ne s'attend pas à ce que l'ensemble de la population soit exposée aux gazoles restreints aux industries par voie cutanée et par voie orale; par conséquent, on ne s'attend pas à ce qu'une exposition par ces voies pose un risque pour la santé humaine.

On ne disposait d'aucune donnée propre aux gazoles restreints aux industries en ce qui concerne les effets non cancérogènes (repérés chez les animaux de laboratoire) après l'exposition par inhalation. Par conséquent, les concentrations les plus faibles entraînant des effets sur la santé attribuables aux expositions par inhalation, déterminées à partir de l'ensemble de données toxicologiques sur des gazoles, ont été utilisées en tant que données représentatives pour les substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8. La CMENO à court terme définie à partir des données regroupées sur les gazoles était de 25 mg/m3, d'après une inflammation de la muqueuse respiratoire chez les rats Sprague-Dawley à la suite de quatre semaines d'expositions répétées et quotidiennes à la substance portant le no CAS 64742-80-9.  La CMENO subchronique était de 250 mg/m3 , d'après la diminution du poids corporel de rats et une augmentation du temps de réaction de l'essai acoustique d’inhibition du réflexe de sursaut après 13 semaines d'exposition à la substance portant le no CAS 68334-30-5. La comparaison de ces concentrations ayant un effet non cancérogène pour l'exposition par inhalation chez les rongeurs avec l'estimation de la concentration maximale dans l'air ambiant de 1,0 µg/m3 (en fonction de la concentration de vapeur dans l'air à 1 000 m d'une source d'émissions fixes) donne des marges d'exposition de 25 000 et 250 000 pour les effets à court terme et subchronique, respectivement. Ces marges d'exposition sont jugées adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données sur l'exposition et les effets cancérogènes et non cancérogènes sur la santé, en particulier compte tenu de la nature très prudente de l'estimation de la concentration maximale d'air et de l'utilisation des seuils critiques les plus faibles selon les données toxicologiques regroupées sur les gazoles.

Incertitudes liées à l'évaluation des risques pour la santé humaine

Les évaluations préalables de l'ASP étudient des substances de composition inconnue ou variable, produits de réaction complexes et matières biologiques (UVCB) composées d'un certain nombre de substances sous diverses proportions, en raison de la source de pétrole brut ou de bitume et de son traitement ultérieur. Des renseignements obtenus lors des activités de surveillance ou des limitations provinciales et territoriales des rejets provenant des installations de pétrole ciblent les rejets généraux (tels que les huiles et les graisses) dans l'eau ou dans l'air, ou le total des composés organiques volatils dans l'air. Ces catégories de rejets sont trop grandes pour permettre d'identifier les substances UVCB comme la source. À ce titre, la surveillance de l'étendue des rejets ne permet pas d'obtenir des données suffisantes pour associer un rejet détecté à une substance précise désignée par un no CAS, ni de définir la proportion de rejets attribuables à un no CAS individuel.

Il existe des incertitudes quant à l'ampleur de la prudence intégrée dans l'estimation de l'exposition des humains, car, en l'absence de données sur la surveillance de l'air ambiant pour les gazoles, la modélisation SCREEN3 a été utilisée pour dresser le profil de dispersion de vapeur de gazoles. Les hypothèses du modèle SCREEN3 (voir les tableaux A6.1 et A6.2 dans l’annexe 6) contribuent également à ces incertitudes.

Il existe aussi des incertitudes dans les équations utilisées pour estimer les émissions par évaporation. Il est à noter que les émissions par évaporation pendant le transport peuvent varier selon l'étroitesse des conteneurs de transport, des réglages de la valve, des modes de chargement dans les terminaux (p. ex. par submersion, par éclaboussement ou par le bas) et l'utilisation d'un système d'équilibre de la vapeur. L'estimation des émissions de gaz d'évaporation ne tient pas compte de ces variables.

La composition chimique précise des substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 n'est pas bien définie étant donné que les gazoles sont des UVCB. Le nombre, l'identité et la proportion des composants formant les différents gazoles portant le même no CAS peuvent varier grandement en fonction des conditions d'exploitation, des charges d'alimentation et des unités de traitement. Par conséquent, l'ensemble de données toxicologiques reflète cette variabilité. Pour cette raison, des doutes persistent concernant la caractérisation des risques pour la santé humaine, comme les données relatives aux effets sur la santé provenant d'études d'une classe particulière peuvent ne pas être entièrement représentatives de l'éventail des classes qui portent le même numéro CAS. La réalisation d'autres recherches par la communauté scientifique ou le secteur pétrolier pour élucider la composition exacte des substances pétrolières permettrait de mieux caractériser les risques potentiels pour la santé associés à une exposition potentielle à ces substances.

Il existe également des incertitudes quant à l'évaluation des risques en raison du fait que les études portant sur les expositions répétées par voie orale et par inhalation aux substances portant les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 n'étaient généralement pas disponibles, et les études portant sur d'autres gazoles ont été occasionnellement utilisées aux fins de l'évaluation des effets sur la santé. À ce titre, pour calculer les marges d'exposition pour l'exposition par inhalation à ces substances, les données représentatives sur d'autres gazoles ont été utilisées, ce qui a introduit des incertitudes supplémentaires. Cependant, dans tous les cas pertinents, des hypothèses prudentes ont été émises concernant l'exposition et les effets sur la santé.

Une analyse complète du mode d'action concernant la tumorigenèse n'a pas été réalisée aux fins de la présente évaluation préalable des gazoles. Les différences inhérentes de sensibilité entre les animaux de laboratoire et les humains n'ont pas été prises en compte non plus.

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Conclusion

D'après une comparaison des concentrations susceptibles d'entraîner des effets nocifs sur les organismes avec des niveaux d'exposition estimés, les gazoles mentionnés dans le présent rapport ont le potentiel d'avoir des effets nocifs sur la vie aquatique dans les eaux relativement exiguës entourant un quai de chargement. Toutefois, étant donné la faible fréquence des déversements de gazoles dans l'eau de mer pendant le chargement des navires (en moyenne inférieur(e) à 1 par année), les déversements de ces gazoles restreints aux industries ne devraient pas avoir des effets néfastes sur l'environnement.

D'après les données présentées aux fins de la présente évaluation préalable sur la fréquence et l'importance des déversements, ces substances présentent un risque faible d'effets nocifs sur les organismes ou sur l'intégrité globale de l'environnement. Il est conclu que les gazoles restreints aux industries (numéros de CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 ne satisfont à aucun des critères énoncés aux alinéas 64a) et 64b) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

À la lumière des renseignements présentés dans le présent document, on croit que les gazoles restreints aux industries (nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8) contiennent une forte proportion de composés qui atteignent ou dépassent les critères de persistance définis dans le Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE (1999).

À la lumière des marges d'exposition adéquates entre les niveaux d'effet critique et les estimations de la limite supérieure de l'exposition pour l'ensemble de la population, il est conclu que les gazoles restreints aux industries (nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8) ne satisfont pas aux critères énoncés à l'alinéa 64c) de la LCPE (1999), car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantitéou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.  

Par conséquent, il est conclu que les gazoles restreints aux industries inscrits sous les nos CAS 64741-59-9 et 64741-82-8 ne satisfont à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999).

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Annexes

Notes de bas de page

[1] La détermination de la conformité à l'un ou plusieurs des critères énoncés à l'article 64 est basée sur une évaluation des risques potentiels pour l'environnement ou la santé humaine associés aux expositions dans l'environnement en général. Pour les humains, cela inclut, sans toutefois s'y limiter, les expositions par l'air ambiant et intérieur, l'eau potable, les produits alimentaires et l'utilisation de produits de consommation. Une conclusion établie en vertu de la LCPE 1999 portant sur les substances pétrolières énumérées dans le Plan de gestion des produits chimiques (PGPC) n'est pas pertinente à une évaluation, qu'elle n'empêche pas non plus, par rapport aux critères de risque définis dans le Règlement sur les produits contrôlés, qui fait partie d'un cadre réglementaire pour le Système d'information sur les matières dangereuses au travail pour les produits destinés à être utilisés au travail. De la même manière, la conclusion qui s'inspire des critères contenus dans l'article 64 de la LCPE (1999) n'empêche pas les mesures prises en vertu d'autres articles de la LCPE ou d'autres lois.
[2] Aux fins de l'évaluation préalable des substances inscrites dans l'approche pour le secteur pétrolier, un site est défini comme le périmètre de la propriété où une installation est située.Dans ces cas, les installations sont des raffineries de pétrole, des usines de valorisation ou des usines de gaz.
[3] Aux fins de l'évaluation préalable des substances inscrites dans l'Approche pour le secteur pétrolier (ASP), un circuit confiné est défini comme un système à l'intérieur d'une installation dont les substances ne sont pas rejetées dans l'environnement, et dont les pertes sont récupérées pour être redistribuées, réutilisées ou détruites.
[4] Cette catégorie est plus couramment utilisée pour les agents, mélanges et circonstances d'exposition pour lesquels la preuve de la cancérogénicité est inadéquate pour les humains et inadéquate ou limitée chez les animaux de laboratoire.

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