Évaluation préalable finale Approche pour le secteur pétrolier

Carburants aviation
[Carburants]

Numéros de registre du Chemical Abstracts Service
64741-86-2
64741-87-3
68527-27-5

Environnement Canada
Santé Canada
Avril 2014

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Tableau des matières

• Sommaire
• 1. Introduction
  • 1.1  Groupes de substances pétrolières
• 2. Identité de la substance
  • 2.1  Carburéacteurs
  • 2.2  Essences aviation
• 3. Propriétés physiques et chimiques
• 4. Sources
• 5. Utilisations
• 6. Rejets dans l'environnement
  • 6.1  Estimation des rejets
• 7. Devenir dans l'environnement
• 8. Persistance et potentiel de bioaccumulation
  • 8.1  Persistance dans l'environnement
  • 8.2  Potentiel de bioaccumulation
• 9. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement
  • 9.1  Évaluation des effets écologiques
  • 9.2  Évaluation de l'exposition écologique
  • 9.3  Caractérisation du risque écologique
  • 9.4  Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement
• 10. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine
  • 10.1  Évaluation de l'exposition
  • 10.2  Évaluation des effets sur la santé
  • 10.3  Caractérisation des risques pour la santé humaine
  • 10.4  Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine
• 11. Conclusion
• Références
• Annexes

Sommaire

Les ministres de l'Environnement et de la Santé ont effectué une évaluation préalable des substances suivantes, identifiées comme étant des carburants aviation :

Une attention prioritaire a été accordée à l'égard de ces carburants aviation dans le cadre de catégorisation visant la LI, car on estime qu'elles présentent le plus fort risque d'exposition ou un risque d'exposition intermédiaire 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. Ces substances ont été incluses dans l'Approche pour le secteur pétrolier parce qu'elles sont liées au secteur pétrolier et qu’elles sont considérées comme étant des substances de composition inconnue ou variable, des produits de réaction complexes ou des matières biologiques (UVCB).

Les carburants aviation se divisent en deux grandes catégories : les combustibles pour moteur à réaction (carburéacteurs) qui sont utilisés dans les moteurs d'avion à turbines (turboréacteurs à combustion par compression), et les essences aviation (AVGAS), utilisées dans les moteurs d'avion à allumage du type à pistons. La majorité (99 %) de la production en raffinerie est du carburéacteur. L'essence aviation est utilisée en une quantité beaucoup plus faible, représentant environ 1 % de la quantité totale de carburants aviation au Canada.

Une analyse des données des déversements canadiens des carburants aviation pour les années 2000 à 2009 indique qu’il y a en moyenne moins d’un déversement dans l’eau par année de carburéacteur pendant le chargement et le déchargement des navires, ou lors du transport par navire qui soit de taille suffisante pour être jugé nocif pour les organismes aquatiques (poissons, invertébrés, algues et phytoplancton). L'essence aviation n'est pas transportée par navire. Par conséquent, il ne devrait pas y avoir de déversement dans l'eau lors du transport. Les déversements d'essences aviation et de carburéacteur dans le sol sont susceptibles de causer des effets nocifs sur les organismes terrestres (invertébrés, plantes) étant donné qu’environ quatre à huit déversements dans l'environnement se produisent par année, dont le volume moyen est suffisant pour être considéré nocif. Cependant, le nombre réel de déversements devrait être plus proche de la fourchette inférieure et tous les déversements ne représentent pas un volume entraînant des effets nocifs importants. Aucune cause systémique n'a été relevée pour les déversements. Cette analyse a exclu les déversements ayant lieu sur les propriétés des aéroports commerciaux ou sur les sites industriels (p. ex. raffineries, terminaux de stockage en vrac), car ce type de déversements doit faire l'objet d'un assainissement immédiat réduisant la pénétration dans l'environnement.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, ces substances présentent un faible risque d’effets nocifs sur les organismes et sur l’intégrité globale de l’environnement. On conclut donc que le carburéacteur (n° CAS 64741-86-2) et les essences aviation (n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5) ne répondent pas aux critères des alinéas 64a) ou b) 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 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.

Un effet critique sur la santé pour la catégorisation initiale des carburants aviation était la cancérogénicité, basé principalement sur les classifications par des organismes internationaux. De plus, Santé Canada et divers organismes internationaux de réglementation ont identifié le benzène, un composant des carburants aviation, comme étant un cancérogène, et il a été ajouté à la Liste des substances toxiques de l'annexe 1 de la LCPE (1999). Puisqu'il a été déterminé que la voie d'exposition prédominante aux carburants aviation était l'inhalation, les estimations du pouvoir cancérogène de l'inhalation du benzène ont été utilisées pour caractériser le risque pour la population générale provenant des émissions par évaporation des carburants aviation.

Les essais de génotoxicité in vitro et in vivo effectués à l'aide de carburants aviation ont donné des résultats mixtes. Les résultats obtenus d'études limitées sur des animaux de laboratoire ont révélé la possibilité d'effets sur le développement à des concentrations élevées chez les souris, mais pas chez les rats.

La possibilité d'exposition de la population générale aux émissions par évaporation de carburant aviation dans les aéroports canadiens et dans les environs des installations de stockage en vrac a été évaluée. Les marges d'exposition entre les estimations de la limite supérieure d'exposition et les concentrations associées à un effet critique chez les animaux de laboratoire sont considérées comme adéquates pour tenir compte des incertitudes dans les bases de données des effets sur la santé et l'exposition concernant les effets non cancérogènes. Les marges d'exposition entre les estimations de la limite supérieure d'exposition et les estimations du potentiel cancérogène sont considérées comme adéquates pour tenir compte des incertitudes liées aux effets sur la santé et à l’exposition concernant les effets cancérogènes. Par conséquent, on conclut que le carburéacteur (n° CAS 64741-86-2) et les essences aviation (n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5) ne répondent pas au critère de l’alinéa 64c) de la LCPE (1999), puisqu’ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

On conclut donc que le carburéacteur (n° CAS 64741-86-2) et les essences aviation (n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5) ne satisfont à aucun des critères énoncés dans l'article 64 de la LCPE (1999).

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1. 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 répondent aux critères de 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 prioritaire devait être accordée à un certain nombre de substances, à savoir :

• celles qui répondent à tous les critères environnementaux de la catégorisation, notamment la persistance (P), le potentiel de bioaccumulation (B) et la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques (Ti), et que l'on croit être commercialisées au Canada;
• celles qui répondent aux critères de la catégorisation pour le plus fort risque d'exposition (PFRE) ou qui présentent un risque d'exposition intermédiaire (REI) et qui ont été jugées particulièrement dangereuses pour la santé humaine, compte tenu des classifications qui ont été établies par d'autres organismes nationaux ou internationaux concernant leur cancérogénicité, leur génotoxicité ou leur toxicité pour le développement ou la reproduction.

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 méritant une attention prioritaire (les « substances pétrolières de priorité élevée »). 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 répond 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^{Note de bas de page[1]}.

1.1 Groupes de substances pétrolières

Les substances pétrolières hautement prioritaires sont divisées en neuf (9) groupes de substances en fonction des similitudes qui existent quant à leur production, leur toxicité et leurs propriétés physicochimiques (tableau A-1, annexe A). Afin de réaliser les évaluations préalables, chaque substance pétrolière de priorité élevée a été placée dans l'une des cinq catégories (ou « classes ») suivantes, 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^{Note de bas de page[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, carburants ou substances de base), mais qui ne se retrouvent pas dans le marché public dans leur forme originale.
• Classe  3 : Les substances principalement utilisées par les industries et par les consommateurs comme carburants.
• Classe 4 : Les substances qui peuvent être présentes dans les produits de consommation courante.

Une analyse des données disponibles a permis de déterminer que 13 substances pétrolières sont des carburants qui correspondent à la définition de la classe 3 telle qu'elle est définie ci-dessus. Ces substances ont été groupées selon le type de carburant, comme suit : essence, carburant diesel, mazout n° 2, mazout n° 4, mazout n° 6, mazout résiduel et carburants aviation. Les carburants de la classe 3 font partie de trois groupes sur les neuf groupes de substances : mazouts lourds, gazoles et naphtas à faible point d'ébullition. Les carburants aviations visés par la présente évaluation font partie des groupes de gazoles et de naphtas à faible point d'ébullition.

La présente évaluation préalable porte sur trois carburants aviation portant les numéros de registre du Chemical Abstracts Service (n^os CAS) 64741-86-2, 64741-87-3 et 68527-27-5. Ces carburants aviation ont reçu la cote PFRE ou REI dans le cadre de l'exercice de catégorisation, et on leur attribue un risque de danger élevé pour la santé humaine. Ces substances répondaient aux critères environnementaux de catégorisation relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques.

L'analyse de l'exposition à l'essence aviation des gaz d'échappement provenant de la combustion de carburants n'est pas visée par la présente évaluation. L'examen de la mesure dans laquelle la combustion de carburant contribue à la pollution atmosphérique est évaluée dans le cadre d'autres programmes du gouvernement du Canada.

La présente évaluation préalable prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, l'exposition et les effets. 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 jusqu'en décembre 2011 pour la section sur l'évaluation écologique et jusqu'en septembre 2011 pour la section traitant des effets sur la santé. Les études les plus importantes ont fait l'objet d'une évaluation critique et les résultats de modélisation ont servi à éclairer les conclusions.'

La caractérisation des risques pour l'environnement tient compte des données pertinentes au comportement environnemental, à la persistance, à la bioaccumulation et à 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. Pour prédire le comportement général dans l'environnemental et établir les propriétés de substances aussi complexes comme les carburants aviation, des structures représentatives ont été choisies dans chacune des classes chimiques que contiennent ces substances. Les conclusions sur les risques pour l'environnement se basent en partie sur une estimation des concentrations dans l'environnement provenant des rejets dans l'environnement ainsi que du potentiel de ces concentrations d'avoir un effet négatif sur les organismes non humains. D'autres sources de données sur le risque environnemental ont également été prises en compte, notamment le devenir ainsi que la présence temporelle et spatiale dans l'environnement, et les propriétés dangereuses des substances. Le volet écologique de l'évaluation préalable résume les données les plus pertinentes sur le comportement et les effets dans l'environnement, sans aucune présomption quant à l'exhaustivité et au caractère critique de l'examen des données disponibles. Des modèles environnementaux et des comparaisons avec des substances pétrolières semblables ont aidé à l'évaluation.

Dans le cas de l'évaluation des risques pour la santé humaine, ces renseignements comprenaient les données utiles à l'évaluation de l'exposition de la population générale et l'information sur les dangers pour la santé. Les effets sur la santé ont été analysés à partir de données toxicologiques relatives aux carburants aviation et aux substances connexes, ainsi qu'aux composants très dangereux que l'on sait présents dans les combustibles. Les décisions concernant les risques pour la santé humaine reposaient 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 ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Il s'agit plutôt d'un sommaire des renseignements essentiels à la base de la conclusion proposée.

La présente évaluation préalable, préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d'Environnement Canada, intègre les résultats d'autres programmes relevant de 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 ou d'une consultation de ces derniers. Des commentaires sur les portions techniques concernant la santé humaine ont été sollicités après d'experts scientifiques désignés et dirigés par la Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA), notamment Michael Jayjock, Ph. D. (The LifeLine Group), Darrell McCant, Ph. D. (Texas Center for Environmental Quality [TCEQ]); le Dr Mark Whitten (professeur de pédiatrie à la retraite, University of Arizona College of Medicine) et Errol Zeiger, Ph. D. (Errol Zeiger Consulting). 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 les considérations à la base de la présente évaluation préalable sont résumées ci-après.

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2. Identité de la substance

Aux fins du présent document, les trois n^os CAS seront collectivement appelés « carburants aviation ».

Les carburants aviation se divisent en deux grandes catégories : les combustibles pour moteur à réaction (carburéacteurs) qui sont utilisés dans les moteurs d'avion à turbines (turboréacteurs à combustion par compression), et les essences aviation (AVGAS), utilisées dans les moteurs d'avion à allumage du type à pistons.

La substance portant le n° CAS 64741-86-2 (Distillats moyens (pétrole), adoucis) fait référence à un mélange d'hydrocarbures renfermant de 9 à 20 atomes de carbone et dont les plages d'ébullition vont de 150 à 345 °C, produit par un adoucissement de distillats de pétrole pour convertir les thiols indésirables ou éliminer les impuretés acides.

La substance portant le n° CAS 64741-87-3 (Naphta [pétrole], adouci) fait référence au naphta (pétrole) renfermant de 4 à 12 atomes de carbone et dont les plages d'ébullition vont de 10 à 230 °C, soumis à un processus d'adoucissement pour convertir les thiols indésirables ou éliminer les impuretés acides.

La substance portant le n° CAS 68527-27-5 (Naphta à large intervalle d'ébullition contenant du butane [pétrole], alkylation) fait référence à un mélange d'hydrocarbures renfermant de 7 à 12 atomes de carbone et dont les plages d'ébullition vont de 35 à 200 °C, obtenu par distillation des produits de réaction de l'isobutène ayant surtout des hydrocarbures mono-oléfiniques.

Ces substances UVCB 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.

2.1 Carburéacteurs

Les carburéacteurs (dont fait partie la substance portant le n° CAS 64741-86-2) comprennent principalement des hydrocarbures aliphatiques renfermant de 9 à 16 atomes de carbone (Tharby, 2010). Ces carburéacteurs portent deux noms principaux dans l'aviation civile, Jet A et Jet A-1, lesquels sont fabriqués à partir des mêmes matières de base, mais dont les additifs varient. Leur principale différence a trait au point de congélation, qui s'établit à -40 °C pour le Jet A, et à -47 °C pour le Jet A-1 (Tharby, 2010). Les carburants Jet Propellant-5 (JP-5) et JP-8 sont des carburéacteurs de qualité militaire (Tharby, 2010). Cependant, étant donné la rareté des données disponibles sur ce carburéacteur (n° CAS 64741-86-2), une technique de lecture croisée avec les substances Jet A, Jet A-1, JP-5 et JP-8 a été utilisée dans le cadre de la présente évaluation. De plus, la technique de lecture croisée s'étendait au kérosène et au carburant diesel, en raison des points d'ébullition et des nombres d'atomes de carbone semblables.  

Les carburéacteurs contiennent des n-alcanes à chaîne droite, des isoalcanes à chaîne ramifiée, des cycloalcanes, des substances aromatiques monocycliques (composés benzéniques alkylés) et d'infimes quantités de substances aromatiques bicycliques (naphthalène et biphényle). De façon générale, les proportions sont les suivantes : de 25 à 30 % environ d'n-alcanes et d'isoalcanes, 25 % de cycloalcanes et de 15 à 20 % de substances aromatiques (Tharby, 2010). Il importe de souligner que les proportions réelles de chacun des types d'hydrocarbure peuvent varier selon le type d'huile brute et les méthodes utilisées pour la transformation secondaire (Tharby, 2010). La composition détaillée des carburéacteurs (Jet A, Jet A-1 et JP-8) est présentée au tableau 2-1. À noter que l'Office des normes générales du Canada (OGNC, 2009) limite à 25 % la teneur en substances aromatiques. Le kérosène, une substance utilisée pour la lecture croisée des carburants aviation, a une composition de base d'au moins 70 % d'alcanes et de cycloalcanes, de 25 % ou plus d'hydrocarbures aromatiques et de moins de 5 % d'alcènes (USEPA, 2011).

2.2 Essences aviation

Les essences aviation (n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5) sont à base d'essence. La composition générale des essences aviation est présentée au tableau 2-2. Elles sont composées d'un alkylat léger (alcanes à chaîne ramifiée comportant de C7 à C10), d'un isomérat (isoalcanes) et d'autres substances aromatiques à des concentrations plus faibles, comme le benzène, le toluène, l'éthylbenzène et les xylènes (BTEX). Elles contiennent également des agents antidétonants, principalement sous la forme de plomb tétraéthyle (Tharby, 2010). Les effets possibles sur la santé et l'environnement d'additifs précis, incluant le plomb et ses composés, ne sont pas examinés dans le présent rapport et peuvent être pris en compte dans le cadre de différents programmes au sein du gouvernement du Canada. L'essence au plomb dans le secteur de l'aviation bénéficie d'une exemption continue en vertu du Règlement sur la concentration de plomb et de phosphore dans l'essence (Canada, 1990). Le gouvernement du Canada n'entend pas, à l'heure actuelle, modifier l'exemption relative à l'essence au plomb utilisée dans les avions tant qu'un carburant adéquat visant à remplacer le plomb tétraéthyle utilisé dans l'essence aviation ne sera pas disponible et qu'il n'aura pas été certifié que les avions et leurs moteurs peuvent l'utiliser (Canada, 2008). On sait que l'essence aviation est composée de mélanges d'hydrocarbures raffinés dérivés du pétrole brut, d'essence naturelle ou de mélanges des composants susmentionnés (ASTM, D910). L'industrie du raffinage n'utilise pas toujours les n^os CAS pour désigner les classes de produits, mais la dénomination des substances composant les mélanges, selon les exigences fonctionnelles en vigueur. Par conséquent, plusieurs des classes parmi celles qui sont énumérées auparavant peuvent être mélangées par souci de conformité aux exigences relatives aux produits. Par ailleurs, étant donné la rareté des données à l'égard des deux types d'essences aviation visées par la présente évaluation, une technique de lecture croisée avec l'essence a été appliquée (similaire eu égard au point d'ébullition et au nombre d'atomes de carbone). Les principales différences entre l'essence et l'essence aviation ont trait aux teneurs en alcanes et en alcènes.

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3. Propriétés physiques et chimiques

La composition ainsi que les propriétés physiques et chimiques des carburants aviation dépendent du type de moteur pour lesquels ils sont conçus (moteur à turboréaction ou à pistons). Les propriétés physiques et chimiques des carburants aviation sont présentées au tableau 3-1.

Des structures représentatives de chaque classe chimique dans ces substances ont été choisies pour prévoir le comportement général de cette substance pétrolière complexe dans l'environnement (tableau B-1 à l'annexe B). Au total, 24 structures ont été retenues, conformément aux suggestions de Tharby (2010) dans certains cas. Le choix des structures représentatives ne tient pas compte des proportions de la substance, mais plutôt de la nature de ses composants. Des structures représentatives ont été choisies pour les alcanes, les isoalcanes, les cycloalcanes aromatiques et les substances aromatiques. Les données physiques et chimiques ont été tirées de divers ouvrages scientifiques et de modélisations avec EPI Suite 2008. Les résultats sont regroupés au tableau B-1 (annexe B).

Alors que le tableau B-1 (annexe B) fournit des données relatives aux propriétés physiques et chimiques des structures individuelles, il convient de noter que certaines de ces propriétés varieront lorsque les substances sont présentes dans un mélange, comme les carburants aviation. La pression de vapeur des composants d'un mélange sera inférieure à leurs pressions de vapeur individuelles en raison de la loi de Raoult (la pression de vapeur totale du mélange idéal est proportionnelle à la somme des pressions de vapeur des fractions molaires de chaque composant individuel). Tout comme la loi de Raoult, la solubilité dans l'eau des composants d'un mélange est inférieure aux valeurs individuelles (Banerjee, 1984). Parallèlement, les composants qui sont normalement solides dans des conditions environnementales peuvent néanmoins avoir des valeurs de fusion inférieures (et par conséquent, se trouver à l'état liquide) ainsi qu'une pression de vapeur et une solubilité dans l'eau accrues (Banerjee, 1984) lorsqu'ils font partie d'un mélange. Ceci n'est pas reflété dans le tableau B-1).

L'hydrosolubilité des structures représentatives des carburants aviation va d'extrêmement faible (2,7 × 10⁻⁵mg/L) à élevée (1 790 mg/L) pour ce qui est des substances monoaromatiques (tableau B-1 à l'annexe B)'. Les composants les plus susceptibles de subsister dans l'eau sont les plus petites structures de chaque groupe chimique. Les plus grandes structures de chaque groupe attirent les sédiments en raison de leur faible solubilité dans l'eau et de leurs valeurs du coefficient de partage octanol-eau (log K_oe) et du coefficient de partage carbone organique-eau (log K_co ), qui vont de modérées à élevées.

Selon les valeurs expérimentales de la base de données EPI Suite (version 2008), la pression de vapeur des structures représentatives va de faible (0,03 Pa) à très élevée (2,8 × 10⁴ Pa) et, en général, elle baisse de façon inversement proportionnelle à la masse moléculaire (tableau B-1 à l'annexe B)'. Il s'ensuit que les pertes dans le sol et l'eau seront probablement étendues, et que l'atmosphère sera le dernier et le plus fréquent milieu récepteur de la plupart des composants des carburants aviation.

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4. Sources

Les carburants aviation sont produits par les raffineries du Canada, mais une certaine partie est importée. Selon Statistique Canada (2012) et la base de données du Système national de la gestion des renseignements reliés à l'application de la loi (NEMISIS) d'Environnement Canada (Environnement Canada, 2011), ces substances sont utilisées, produites et transportées d'un lieu à l'autre partout au pays.

Les volumes de carburants aviation produits au Canada en 2011, y compris les importations et les exportations, ont été obtenus des rapports de Statistique Canada sur l'approvisionnement et l'utilisation de divers carburants au Canada (Statistique Canada, 2012; tableau C-1 à l'annexe C). Bien qu'aucune information n'ait été relevée qui concerne précisément les trois n^os CAS visés par la présente évaluation, Statistique Canada ventile les données relatives à l'essence aviation et au carburéacteur. En 2011, la production totale de carburants aviation (essence et carburéacteur) s'établissait à 3 918 millions de litres. Les raffineries ont surtout produit du carburéacteur (99 %). L'utilisation de l'essence aviation est infime par rapport à celle du carburéacteur (à peine 1 % de l'utilisation totale de carburants aviation au Canada). On constate une proportion similaire aux États-Unis, où l'utilisation de l'essence aviation est en recul depuis 1983 (EIA, 2010). En 2011, le Canada n'a pas importé d'essence aviation, mais il en a exporté 8,4 millions de litres. En comparaison, 2 218 millions de litres de carburéacteur ont été importés et quelque 308 millions de litres ont été exportés (tableau C-1 à l'annexe C).

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5. Utilisations

Ces trois substances sont mises sur le marché en tant que carburants aviation ou elles sont des composants de mélange utilisés dans les raffineries pour produire des produits ayant des n^os CAS différents (Environnement Canada, 2008). Des données sur l'utilisation de l'essence aviation et des carburéacteurs en 2008 figurent au tableau C-2 de l'annexe C (Statistique Canada, 2009).

Le carburéacteur (n° CAS 64741-86-2) est utilisé dans les moteurs à turbines; la manutention se fait principalement dans les aéroports ou les bases militaires après le transport depuis les raffineries (tableau C-2 à l'annexe C). Les raffineries canadiennes déclarent que la substance portant ce n° CAS est vendue comme carburéacteur (Environnement Canada, 2008). Elle est également utilisée par l'administration publique (p. ex. corps policiers, Garde côtière, etc.) et d'autres organismes (par exemple, ceux qui opèrent des jets privés).

Les essences aviation (n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5) sont utilisées dans les moteurs à pistons, principalement par des transporteurs aériens canadiens et des organismes commerciaux ou autres (tableau C-2 à l'annexe C). Parmi les transporteurs canadiens qui utilisent de l'essence aviation se trouvent ceux qui transportent des passagers et du fret dans les régions du Nord et de l'Arctique, les petites sociétés d'avions-taxis et les services publics (p. ex. corps policiers). Des utilisateurs privés tels les aéroclubs (pilotes privés), les propriétaires d'avions d'entreprise et de petits fréteurs (Tharby, 2010) utilisent également l'essence aviation.

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6. Rejets dans l'environnement

Des carburants aviation peuvent être rejetés dans l'environnement lors d'activités de production, de transport et d'entreposage, ainsi que pendant des opérations d'avitaillement ou encore, pendant que les moteurs à turbines ou à pistons tournent.

Les carburants aviation résultent des distillats des colonnes de distillation dans les raffineries. Par conséquent, le rejet contrôlé de carburant aviation peut se produire aux soupapes de surpression, aux vannes d'aération et aux vannes de vidange de la tuyauterie ou de l'équipement (p. ex., les réservoirs) entourant cet équipement de distillation. Dans des conditions normales d'exploitation, tout rejet de carburant aviation serait contenu dans un système fermé, en conformité des procédures établies, et retourné à l'installation de traitement ou envoyé à la station d'épuration des eaux usées. Dans les deux cas, on ne prévoit aucune exposition de la population générale ou de l'environnement à ces substances.

Des rejets involontaires (déversements et fuites) de carburants aviation peuvent se produire aux installations de production. La législation couvre les rejets de carburants aviation et comprend des exigences provinciales et territoriales pour prévenir et gérer les rejets involontaires des substances et des charges pétrolières dans une installation au moyen de permis d'exploitation (SENES, 2009). Ces mesures de contrôle comprennent la sélection du matériel approprié durant l'établissement et la conception des procédés; des inspections et des entretiens réguliers des réservoirs de stockage, des canalisations et des autres équipements liés aux procédés; la mise en place de mesures de détection et de colmatage des fuites, ou d'autres programmes équivalents; l'utilisation de toits flottants dans les réservoirs hors sol afin de réduire la zone gazeuse interne ainsi que la plus faible utilisation possible des réservoirs souterrains, qui peuvent donner lieu à des fuites ou déversements non détectés (SENES, 2009).

À l'échelle fédérale, on traite des rejets involontaires de certaines substances pétrolières dans l'eau provenant des installations, dans le cadre du Règlement sur les effluents liquides des raffineries de pétrole et des lignes directricesétablies en vertu de la Loi sur les pêches (Canada, 2010). De plus, la législation actuelle sur la santé et la sécurité au travail prévoit des mesures pour minimiser l'exposition professionnelle des employés. Certaines de ces mesures visent également à limiter les rejets involontaires (CanLII, 2001). Des mesures non réglementaires (p. ex. les lignes directrices, les pratiques exemplaires) sont également prises dans les installations du secteur pétrolier pour réduire les rejets involontaires. Les émissions de gaz d'évaporation de carburant aviation ne devraient pas constituer une proportion importante des émissions globales sur site provenant des installations de production. Par conséquent, les rejets sur place ne devraient pas être une source d'exposition importante.

Les carburants aviation peuvent être stockés en vrac avant le transport vers les quais d'exportation ou vers le marché. L'exposition potentielle aux rejets par évaporation des carburants aviation stockés en vrac est prise en compte dans la partie de la présente évaluation portant sur la santé humaine.

Les carburants aviation sont transportés depuis les raffineries jusqu'aux secteurs énumérés au tableau C-2 (à l'annexe C). Le carburéacteur peut être transporté par navire, train ou oléoduc, alors que les essences aviation sont toujours acheminées par voie ferrée ou par camion (Tharby, 2010). En général, le transport est réparti en trois procédures d'exploitation : le chargement, le transport et le déchargement. Le chargement et le déchargement des carburants aviations ont généralement lieu à des endroits où l'accès est limité au grand public, comme les terminaux vraquiers et les quais.

La manutention des carburants aviation dans les installations pétrolières aux fins de transport est réglementée à l'échelle fédérale et provinciale, avec une législation axée sur les activités de chargement et de déchargement (SENES, 2009). Collectivement, ces lois établissent les exigences en matière de maniement sécuritaire des substances pétrolières, et sont destinées à réduire ou à prévenir les rejets potentiels pendant le chargement, le transport et le déchargement (SENES, 2009).

Les rejets liés au transport ou au nettoyage des récipients de transport ne sont pas pris en considération dans cette évaluation préalable, car les réservoirs ou les contenants utilisés pour le transfert de substances pétrolières sont souvent des récipients réservés à cette fin; le lavage ou le nettoyage n'est donc pas requis de manière régulière (USEPA, 2008a). Le nettoyage des installations doit répondre aux normes de rejet locales et provinciales en termes de traitement des eaux ménagères.

6.1 Estimation des rejets

La base de données NEMISIS d'Environnement Canada (Environnement Canada, 2011) a été utilisée pour évaluer la fréquence générale et le volume des rejets de carburants aviation. Elle fournit des données nationales sur les rejets de substances concernant ou touchant un ministère ou un organisme fédéral, une installation gouvernementale fédérale ou des terres autochtones; ou des rejets qui enfreignent la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) ou la Loi sur les pêches; sur les rejets qui ont une incidence sur les poissons, les oiseaux migratoires ou les espèces à risque, ou encore sur les frontières interprovinciales ou internationales; et les rejets provenant des navires. Les autres déversements peuvent être déclarés dans le NEMISIS, mais aucune loi n'oblige à le faire. De plus, les données sur les déversements ajoutées dans NEMISIS peuvent varier en fonction des exigences de déclaration de chaque province, comme les seuils de déclaration des quantités de déversement.

Les déversements dus à l'écrasement d'un aéronef, à une collision, à la glace ou au givre, aux conditions routières, à l'affaissement du sol ou à des actes de vandalisme n'ont pas été pris en compte dans l'analyse. Les données restantes sur les déversements ont documenté 825 déversements de carburant aviation entre 2000 et 2009 (tableau C-3 à l'annexe C; Environnement Canada, 2011). Selon les déclarations, environ 1,57 million de litres de carburant aviation auraient été déversés (tableau C-3 à l'annexe C); cependant, 8 % des rapports ne précisent pas le volume estimé des rejets dans l'environnement. Afin de tenir compte des rejets déclarés sans volumes associés, le volume rejeté a été extrapolé afin d'estimer le volume total rejeté, en supposant que la distribution statistique des volumes déclarés rejetés était représentatif de tous les rejets. Selon cette estimation, le volume des déversements de carburant aviation a été établi à environ 1,69 million de litres pour une période de 10 ans (tableau C-3 à l'annexe C). Le volume moyen des déversements déclarés était d'environ 2 060 litres. Les provinces ayant déclaré les plus forts volumes de déversements de carburant aviation sont le Québec, Terre-Neuve-et-Labrador et l'Ontario. Il faut toutefois souligner que certaines provinces participent à la collecte nationale de données depuis 2005 seulement, ce qui permet d'affirmer que les données antérieures sont probablement incomplètes (tableau C-4 à l'annexe C). Par conséquent, l'estimation du volume total des déversements doit être considérée comme étant en deçà de la réalité.

Comme la base de données NEMISIS contient uniquement la catégorie générique « carburant aviation », les volumes des déversements ont été établis proportionnellement pour les catégories carburéacteur et essence aviation. D'après les statistiques sur la production en raffinerie en 2011 (Statistique Canada, 2012; tableau C-1 de l'annexe C), le volume de carburant aviation produit se répartit ainsi : 99 % de carburéacteur et 1 % d'essence aviation. Les volumes estimés de rejets et le nombre de déversements ajustés proportionnellement sont donnés au tableau 6-1.

Divers milieux environnementaux ont été déclarés comme étant des récepteurs des déversements de carburant aviation (tableau C-5 à l'annexe C; Environnement Canada, 2011). Les déversements se sont produits en grande partie dans le sol (68,8 %) et, en moindre proportion, dans l'air (15,8 %), l'eau salée (10,2 %) et l'eau douce (5,2 %). En moyenne, le nombre annuel estimé de déversements de carburant aviation s'établit à 45 dans le sol, à 7 dans l'eau salée et à 3 dans l'eau douce.

Bien que le volume annuel total des déversements soit élevé, les statistiques dénotent un modèle répétitif de petites quantités de carburant aviation rejetées dans l'environnement, ponctué de rares déversements plus importants provenant surtout des trains et des installations de stockage (tableau C-3 à l'annexe C). La base de données NEMISIS contient de l'information sur les sources, les causes et les raisons de nombreux rejets de carburants aviation (tableaux C­6a, C-6b et C-6c de l'annexe C).  

Une analyse plus précise de la fréquence et du volume par rapport à l'importance écologique des déversements dans le sol est présentée dans la section portant sur l'évaluation de l'exposition écologique.

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7. 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, un autre processus de devenir, peut également être importante.

Tel qu'il a été mentionné précédemment, la solubilité et la pression de vapeur des composants dans un mélange varieront par rapport au composant seul. Ces interactions sont complexes pour les substances de composition inconnue ou variable, produits de réactions complexes ou matières biologiques, comme les hydrocarbures pétroliers.

Chacun des processus de devenir a des répercussions différentes sur les familles d'hydrocarbures. Les substances aromatiques tendent à être plus hydrosolubles que les substances aliphatiques ayant le même nombre d'atomes de carbone, alors que les substances aliphatiques tendent à être plus volatiles (Potter et Simmons, 1998). 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). La dégradation se produit en présence et en l'absence de l'oxygène. Deux facteurs clés qui déterminent les taux de dégradation sont l'alimentation en oxygène et la structure moléculaire. En général, la dégradation est plus rapide dans des conditions aérobies. Les tendances à la baisse dans les taux de dégradation selon la structure sont (Potter et Simmons, 1998) :

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

Ces trois processus de météorisation (dissolution dans l'eau, volatilisation et biodégradation) donnent habituellement lieu à l'appauvrissement des composés les plus facilement solubles, volatils et dégradables et à l'accumulation des composés qui résistent le plus à ces processus dans les résidus.

En raison de l'interaction complexe des composants dans un mélange qui a une incidence sur leurs propriétés chimiques et physiques ainsi que sur leur comportement, il est difficile de prédire le devenir d'un mélange complexe. Par conséquent, comme un indicateur général du devenir des carburants aviation, les propriétés chimiques et physiques des structures représentatives des carburants aviation (tableau B-1 de l'annexe B) ont été examinées.

Selon les propriétés chimiques et physiques des structures représentatives des carburants aviation, la majorité des composants devrait se répartir dans l'air.

Les composants ayant de 6 à 15 atomes de carbone ont un point d'ébullition allant de 60 0C à 338 0C. Chacun des composants des carburants aviation se caractérise par une solubilité faible à élevée dans l'eau (inférieur(e) à 0,001 à 1 790 mg/L), une pression de vapeur faible à élevée (0,007 à 1,3 × 10⁴ Pa), une constante de la loi de Henry faible (2,8 à 4,6 × 10⁶ Pa·m³/mol), une valeur faible à modérée de log K_oe (2,1 à 7,7) et une valeur faible à modérée de log Kcc (1,8 à 7,7) (tableau B-1 de l'annexe B).

La majorité des composants plus légers (ayant de 6 à 9 atomes) sont très volatils, avec des pressions de vapeur allant de 320 à 2,8 × 10⁴ Pa, et devraient rester dans l'air. Les alcanes, les cycloalcanes et les aromatiques alkylés monocycliques et bicycliques plus gros (12 atomes de carbone) sont modérément volatils et ont des pressions de vapeur se situant entre 0,009 et 165 Pa, et devraient se répartir hors de l'air. En raison de ces pressions de vapeur élevées, s'ils sont rejetés dans l'air, l'essence aviation et la plupart des composants du carburéacteur devraient rester dans l'air.

Les carburants aviation étant moins denses que l'eau (0,75 à 0,85 g/mL; CONCAWE, 1995), leurs rejets remontent à la surface pour y former des nappes. En raison de leurs pressions de vapeur et de leurs constantes de la loi d'Henry élevées, il est fort probable que la plupart des composants se volatiliseront même si certains d'entre eux ont des solubilités dans l'eau ou des log Kcc appréciables. Par exemple, les n-alcanes se répartiront principalement dans l'air plutôt que dans les sédiments malgré leur log Kcc élevé. Il pourrait néanmoins s'absorber sur les sédiments s'ils entrent en contact avec des sédiments ou de la matière particulaire. Par ailleurs, les isoalcanes, les cycloalcanes monocycliques et bicycliques, les substances aromatiques monocycliques et bicycliques, les cycloalcanes monoaromatiques et diaromatiques se répartiront principalement dans l'air. Ils pourraient néanmoins se répartir dans l'eau selon leurs solubilités dans l'eau. Il est fort probable que les structures aromatiques, avec leurs pressions de vapeur faibles et leurs solubilités dans l'eau élevées, restent dans l'eau. Les isoalcanes et les polycycloalcanes ayant 12 atomes de carbone, en plus des structures plus lourdes (qui renferment plus de 15 atomes de carbone), se répartissent dans les sédiments s'ils sont rejetés dans l'eau. Par conséquent, lorsque l'essence aviation et les composants plus légers (inférieur(e) à C12) des carburéacteurs sont rejetés dans l'eau, ils devraient principalement se répartir dans l'air, avec la répartition de certains composants dans l'eau et les sédiments. Les composants plus lourds (supérieur(e) à C12) des carburéacteurs se répartiront principalement dans les sédiments.

S'ils sont seulement rejetés dans le sol, la plupart des composants plus lourds devraient rester dans le sol, avec les alcanes, les isoalcanes, les cycloalcanes monocycliques et autres. Les composants plus légers (inférieur(e) à C10) se répartiront dans l'air selon leurs constantes de la loi d'Henry élevées.

Les données empiriques sur la dégradation (devenir de l'essence sont disponibles et peuvent être utilisées comme des données déduites à partir d'analogues pour l'essence aviation. Solano-Serena et al., (1999) ont trouvé que, en culture liquide sur microflore des boues activées extraites d'eaux usées urbaines, 74 % de l'essence s'était dégradée en moins de 40 heures, et 94 % en moins de 25 jours. L'essence se dégrade également à des taux différents dans différents sols, avec un taux de dégradation ultime variant de 89 % dans le sol des forêts d'épinette à 96 % dans les boues activées dans un délai de 28 jours (Marchal et al., 2003).

Eu égard au carburéacteur (n° CAS 64741-86-2), on a utilisé une technique de lecture croisée avec le diesel, en raison de ses similitudes pour ce qui est des plages d'ébullition et du nombre d'atomes de carbone. Les valeurs expérimentales concernant la biodégradation de diverses classes de composants entrant dans la fabrication des carburants diesel ont été prises en compte (Penet et al., 2004) (tableau D-2 à l'annexe D). Ces données indiquent que le carburant diesel, et par conséquent, les carburéacteurs, se dégrade rapidement une fois rejeté dans l'environnement.

Lorsque de grandes quantités d'un mélange d'hydrocarbures pénètrent le sol, 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, le NFPE sera immobile (Arthurs et al., 1995); 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).

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8. Persistance et potentiel de bioaccumulation

En raison de la nature complexe des substances pétrolières comme les carburants aviation, le potentiel de persistance et de bioaccumulation des composants de ces substances a été caractérisé selon des données empiriques ou modélisées pour une série de structures d'hydrocarbures pétroliers.

8.1 Persistance dans l'environnement

La persistance a été caractérisée selon des données empiriques ou modélisées pour une série de structures d'hydrocarbures pétroliers qui devraient se produire dans les substances pétrolières.

Les résultats du modèle et la pondération des données sont consignés dans les documents à l'appui sur la persistance et la bioaccumulation des substances pétrolières (Environnement Canada, 2014). Ces données sont résumées dans le tableau D-3 (annexe D).

Quant aux essences aviation (n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5), on a utilisé une technique de lecture croisée avec l'essence, choisie en raison de ses similitudes pour ce qui est du nombre d'atomes de carbones et des plages d'ébullition. Les valeurs expérimentales des demi-vies aérobies dans l'eau de certains hydrocarbures composant l'essence formulée sont données au tableau D-1 (annexe D). Les demi-vies médianes et moyennes dans l'eau sont inférieures à 182 jours (Prince et al., 2007a). Prince et al., (2007a) ont également établi à cinq jours la demi-vie médiane de l'essence dans l'eau salée, stagnante et d'égout, sans tenir compte de la volatilisation. De plus, toutes les fractions décelables d'essence se sont dégradées en moins de 57 jours, la vitesse de dégradation étant variable, d'un composant à l'autre (Prince et al., 2007a). On considère que l'essence était intrinsèquement biodégradable en raison des hydrocarbures qu'elle contient (CONCAWE, 2001).

Les demi-vies empiriques et modélisées dans l'atmosphère pour de nombreux composants des essences aviations durent moins de deux jours (Environnement Canada, 2014). Toutefois, certains composants, comme les n-alcanes ayant de quatre à six atomes de carbone, les isoalcanes et les substances monoaromatiques ayant de six à huit atomes de carbone, peuvent avoir des demi-vies plus longues que deux jours et peuvent donc parcourir des distances considérables à partir de la source. En outre, les HAP tricycliques sont sujets au transport à grande distance vers des régions éloignées en raison de la sorption aux matières particulaires (Environnement Canada, 2014).

Compte tenu de la biodégradation dans l'eau, le sol et les sédiments, les composants suivants devraient avoir des demi-vies de plus de six mois dans l'eau et les sols et supérieures ou égales à 365 jours dans les sédiments : cycloalcanes bicycliques de 15 à 20 atomes de carbone, C18 polycycloalcanes de 18 atomes de carbone, substances aromatiques monocycliques de 12 atomes de carbone,  cycloalcanes monoaromatiques de 9 à 20 atomes de carbone, substances diaromatiques de 10 à 20 atomes de carbone, cycloalcanes diaromatiques de 12 atomes de carbone, et HAP tricycliques de 14 atomes de carbone. Les alcènes de cinq atomes de carbone, les dicycloalcanes d'au moins neuf atomes de carbone, les polycycloalcanes de 14 atomes de carbone, et en général, les substances aromatiques monocycliques d'au moins neuf atomes de carbone, ont également des demi-vies supérieures à une année dans les sédiments.

8.2 Potentiel de bioaccumulation

Le potentiel de bioaccumulation a été caractérisé selon des données empiriques ou modélisées pour une série de structures d'hydrocarbures pétroliers qui devraient se produire dans les substances pétrolières. Les facteurs de bioaccumulation (FBA) sont la mesure préconisée pour l'évaluation du potentiel de bioaccumulation des substances, puisqu'il se peut que le facteur de bioconcentration (FBC) ne représente pas correctement le potentiel de bioaccumulation des substances dans un régime alimentaire pour les substances avec un log K oe supérieur à 4,5 (Arnot et Gobas, 2003).

En plus des données des FBA et FBC, les données de bioaccumulation pour les espèces aquatiques invertébrées ont également été prises en compte. On a aussi tenu compte des facteurs d'accumulation biote-sédiments/sol, des facteurs d'amplification trophique et des pour la caractérisation du potentiel de bioaccumulation.

Les données empiriques et modélisées pour les hydrocarbures pétroliers, ainsi que la pondération, peuvent être consultés dans le document à l'appui de cette évaluation (Environnement Canada, 2014). Un résumé des résultats pour le potentiel de bioaccumulation est présenté ci-dessous et au tableau D-4 de l'annexe D.

Dans l'ensemble, il existe des preuves empiriques et prévues cohérentes qui semblent indiquer que les composants suivants ont un potentiel de bioaccumulation élevé, avec des valeurs de FBC/FBA supérieures à 5 000 : isoalcanes de 13 à 15 atomes de carbone, alcènes de 12 atomes de carbone, cycloalcanes monocycliques de 12 à 15 atomes de carbone, cycloalcanes bicycliques de 12 et 15 atomes de carbone, polycycloalcanes de 14 atomes de carbone, substances aromatiques monocycliques de 15 atomes de carbone, cycloalcanes monoaromatiques de 15 et 20 atomes de carbone, substances diaromatiques de 12 et 13 atomes de carbone, cycloalcanes diaromatiques de 20 atomes de carbone, et HAP tricycliques de 14 et 20 atomes de carbone (tableau D-4, annexe D). Ces composants ont un métabolisme lent et sont très lipophiles. L'exposition combinée par l'eau et la nourriture semble indiquer que le taux d'absorption de cette substance pourrait dépasser le taux d'élimination total. La plupart de ces composants ne devraient pas se bioamplifier dans les réseaux trophiques aquatiques ou terrestres, en grande partie parce que la combinaison du métabolisme, de la faible efficacité d'assimilation alimentaire et de la dilution pendant la croissance fait en sorte que le taux d'élimination dépasse le taux d'absorption à partir du régime alimentaire (Environnement Canada, 2014). Toutefois, une étude (Harris et al., 2011) suggère que certains hydrocarbures aromatiques polycycliques alkylés peuvent présenter un risque de bioamplification. Alors que seuls des FABS ont été trouvés pour certains HAP, il est possible que les FABS soient supérieurs à 1 pour les invertébrés, étant donné qu'ils n'ont pas les caractéristiques métaboliques des poissons.

Sur tous les composants bioaccumulables étudiés, seulement les alcènes comportant 12 atomes de carbone et les cycloalcanes bicycliques et monocycliques de 12 atomes de carbone pourraient se retrouver dans la composition des essences aviation (n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5), et ce sont les seuls également dont le point d'ébullition se trouve dans la plage de ces substances. Le carburéacteur (n^os CAS 64741-86-2) peut contenir tous les composants. 

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9. Potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

9.1 Évaluation des effets écologiques

De 2001 à 2009, selon la base de données NEMISIS d'Environnement Canada, il y a eu plusieurs déversements de carburant aviation sur le sol, dans l'eau douce et dans l'eau salée qui ont eu des effets sur les oiseaux migrateurs et qui ont causé d'autres dommages environnementaux (Environnement Canada, 2011). La fréquence des incidents signalés est faible, avec une moyenne d'environ 9 incidents par années (variant entre 1 et 26 par année).

9.1.1 Milieu aquatique (poissons, invertébrés, algues et phytoplancton)

Les tableaux E-5a et b (annexe E) énoncent les valeurs expérimentales concernant la toxicité aquatique des carburéacteurs et des essences aviation de diverses natures.

Pour les fractions hydrosolubles de l'essence aviation, les concentrations létales médianes après 48 heures en eau douce (CL₅₀) se situaient entre 15 et 28 mg/L pour la Daphnia magna (Harris, 1994; tableau E-1a à l'annexe E). La conception de cette étude est acceptable, toutefois, la méthode analytique utilisée (purge et piégeage avec chromatographie en phase gazeuse) n'a pas mesuré les hydrocarbures pétroliers totaux, seulement les composants très volatil (p. ex., monoaromatiques). Par conséquent, la valeur de toxicité est considérée comme étant conservative. À défaut de données sur la toxicité des essences aviation pour les organismes vivant dans l'eau salée, une technique de lecture croisée a été appliquée pour permettre une comparaison avec l'essence.

Les valeurs empiriques de la toxicité de l'essence figurent au tableau E-2a de l'annexe E. L'essence apparaît modérément toxique pour les organismes aquatiques, avec une plage des concentrations toxiques très étendue. Les valeurs de CL₅₀ aquatiques après 24 heures pour les différents types d'essence variaient de 18 à 47 mg/L; les valeurs de CL₅₀  après 48 heures variaient de 5 à 51 mg/L; et les valeurs de CL₅₀ après 96 heures variaient de 0,1 à 182 mg/L. Dans l'eau salée, les valeurs CL₅₀ après 96 heures allaient de 0,1 à 171 mg/L. Le mysidacé tropical Metamsidopsis insularis était très sensitive, avec une valeur CL₅₀ de 0,1 mg/L après 96 heures. Néanmoins, des concentrations nominales ont été utilisées et les résultats ne sont pas jugés comme étant acceptables. La mysis effilée Mysidopsis bahia est particulièrement sensible, avec une valeur CL₅₀ de 1,8 mg/L si elle est exposée à l'essence API PS-6. La valeur obtenue est plus faible (0,3) pour l'essence dite de synthèse. Toutefois, à défaut de données sur la composition de ce carburant, la valeur de la toxicité n'a pas été utilisée. Chez le copépode Tiriopus californicus, la CL85 après 24 heures était faible, soit 1 mg/L; il faut préciser cependant que l'essai n'a pas été effectué de façon stricte et scientifiquement acceptable (CONCAWE, 1992).

Les valeurs de la toxicité pour les organismes aquatiques (CL₅₀) vont de 5,5 à 26 mg/L pour différents carburéacteurs (tableau E-1b de l'annexe E).' La valeur la plus faible, 5,5 mg/L, correspond à une CL₅₀ après 96 heures d'une fraction hydrosoluble de carburéacteur JP-8 pour Pimephales promelas, ou poisson tête-de-boule (Fisher et al., 1985). Néanmoins, cette étude avait une importante perte de substance d'essai durant la durée de l'essai (70 % à 80 % de perte en 48 heures), et, par conséquent, les résultats n'ont pas été considérés acceptables. Harris (1994) a signalé une CL₅₀ de 6 mg/L pour la Daphnia magna en utilisant une fraction hydrosoluble de Jet A. Tel qu'il a été mentionné précédemment, les valeurs de toxicité de cette étude sont jugées comme étant conservatives en raison de la méthode analytique utilisée.

Aucune donnée expérimentale n'ayant été recensée concernant les carburéacteurs dans l'eau salée, une technique de lecture croisée avec le carburant diesel a été utilisée. Les valeurs empiriques de la toxicité aquatique du carburant diesel figurent au tableau E-2b de l'annexe E. Les valeurs variaient considérablement pour les espèces aquatiques comme la truite arc-en-ciel et la Daphnia magna, ce qui démontre la variabilité intrinsèque des différentes compositions de carburant diesel et de ses effets sur la toxicité. La plupart des valeurs expérimentales de la toxicité aiguë sont supérieures à 1 mg/L. La CL₅₀  après 48 heures la plus faible pour les salmonidés était de 2,4 mg/L (CONCAWE, 1996). La Daphnia magna avait une CL₅₀ de 1,8 mg/L après 24 heures (Khan et al., 2007).

Il a été démontré que le mysidacé tropical (Metamysidopsis insularis) est très sensible au carburant diesel : la CL₅₀ après 96 heures, établie à 0,22 mg/L (Mohammed, 2005) indique une sensibilité analogue à celle des mysidacés des climats tempérés aux substances toxiques (Garcia et al., 2008). Toutefois, Mohammed (2005) a utilisé des concentrations nominales, et par conséquent, cette étude n'est pas considérée comme acceptable. Franklin et Lloyd (1982), dans un essai d'exposition de la crevette grise (Crangon crangon) au carburant diesel, ont mesuré une CL₅₀ après 96 heures de 22 mg/L. Dans un autre essai avec le gazole, la CL₅₀ après 96 heures a été établie à 12 mg/L.

La densité des cellules à l'état stable du phytoplancton marin a diminué avec l'augmentation des concentrations de carburant diesel présentant des sensibilités différentes selon les espèces (Hing et al., 2011). Chez la diatomée Phaeodactylum tricornutum, la densité des cellules a diminué de 20 % dans les 24 heures suivant une exposition à 3 mg/L, avec une concentration sans effet observé (CSEO) de 2,5 mg/L. La microalgue Isochrysis galbana était plus tolérante au carburant diesel, avec une concentration minimale avec effet observé (CMEO) après 24 heures de 26 mg/L (une diminution de 14 % de la densité des cellules) et une CSEO de 25 mg/L. Finalement, les algues vertes Chlorella salina ont été relativement insensibles à la contamination par le carburant diesel avec une CMEO après 24 heures de 170 mg/L (diminution de 27 % de la densité des cellules) et une CSEO de 160 mg/L (Hing et al., 2011). Toutes les populations de phytoplancton sont revenues à un état d'équilibre dans les cinq jours suivant l'exposition.

'L'Organisation européenne des compagnies pétrolières pour l'environnement, la santé et la sécurité (CONCAWE) a mis au point le modèle PetroTox (2209) pour mesurer la toxicité aquatique des hydrocarbures pétroliers. Ce modèle, fondé sur une action toxicologique par narcose, tient compte des effets additifs selon une approche par unité toxique. Il permet de modéliser la toxicité des hydrocarbures pétroliers comportant de 4 à 41 atomes de carbone dissous dans la fraction d'eau.^{Note de bas de page[3]} Les substances comportant moins de 4 atomes de carbone sont jugées trop volatiles pour avoir un degré de toxicité significatif, et celles qui en comportent plus de 41 sont trop hydrophobes et immobiles pour conférer un degré significatif de toxicité aquatique aiguë. 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 charge létale médiane (LL⁵⁰) correspond au niveau auquel les substances pétrolières génèrent une fraction adaptée à l'eau (FAE) toxique pour la moitié des organismes d'essai. Elle ne mesure pas la concentration des composants du pétrole dans la FAE.

Des valeurs modélisées de la toxicité aquatique obtenues avec le modèle PetroTox (2009) ainsi que les résultats sont donnés au tableau E-3 de l'annexe E. Pour les deux essences aviation à l'étude, les charges létales médianes (LL⁵⁰) modélisées vont de 0,4 à 19,1 mg/L (tableau E-3 de l'annexe E). Les données modélisées pour Daphnia magna indiquent une toxicité plus faible que les données empiriques pour ces carburants (tableau E-1a de l'annexe E). La gamme de valeurs est également plus faible que les données empiriques des essais de toxicité pour divers types d'essence (tableau E-2a de l'annexe E). Pour le carburéacteur, la LL⁵⁰ modélisée allait de 0,07 à 45 mg/L. Une fois de plus, la toxicité modélisée est plus faible ce qui a été observé dans les essais empiriques avec du carburant diesel. Le modèle couvre la plage des valeurs déterminées dans les essais empiriques. Le modèle PetroTox (2009) permet donc de prévoir des plages de toxicité conformes à celles qui sont attendues des essais biologiques.

La valeur critique de toxicité (VCT) en eau douce utilisée pour l'essence aviation était la valeur expérimentale disponible la plus faible pour l'essence aviation, qui était la CL₅₀ après 48 heures de 15 mg/L pour la Daphnia magna. Alors que CONCAWE (1992) a rendu compte des valeurs de toxicité marine pour l'essence, les études n'étaient pas disponibles et ne pouvaient pas être évaluées pour leur fiabilité ou acceptabilité. Par conséquent, la LL⁵⁰ modélisée de 0,4 mg/L pour l'amphipode marin Rhepoxynius abronius (tableau E-3 à l'annexe E) a été utilisée comme la VCT pour l'essence aviation.

La VCT en eau douce pour l'essence aviation était la valeur expérimentale la plus faible, qui était la CL₅₀ de 96 heures de 6 mg/L pour une fraction hydrosoluble de Jet A avec la Daphnia magna (Harris, 1994). Dans l'eau salée, la VCT correspondait à une CSEO après 24 heures de 2,5 mg/L chez la diatomée marine Phaeodactylum tricornutum (Hing et al., 2011); cette étude a été jugée acceptable.

9.1.2 Milieu terrestre

Globalement, l'exposition aux carburants aviation par voie orale (dose létale médiane [DL₅₀] supérieur(e) à 5000 mg/kg p.c.) ou par inhalation (CL₅₀ supérieur(e) à 5000 mg/m³) donne lieu à une toxicité aiguë faible pour les mammifères (API, 1980a et 1985a, cité dans API, 2003a; API, 1986a, cité dans CONCAWE, 1992 et API, 2008; ATDAEI, 1990, cité dans RTECS, 2009). Selon des études sur l'exposition par inhalation menées chez des rats, le kérosène et le carburéacteur Jet-A ne présentait aucune toxicité pour le développement (API, 1979a, b, cité dans API, 2003a; CIRC, 1989a). Toutefois, selon une étude menée sur des souris exposées à du JP-8, une concentration minimale avec effet nocif observé (CMENO) de 1 000 mg/m³ a été établie pour la toxicité maternelle, pour la reproduction et le développement (Harris et al., 2007a).  

9.1.2.1 Essences aviation

Eu égard aux essences aviation visées par le présent rapport (nos  CAS 64741-87-3 et 68527-27-5), l'essence automobile représente un substitut raisonnable si on tient compte de ses similarités quant au nombre d'atomes de carbone et aux plages d'ébullition.

L'essence, parce qu'elle est susceptible de subsister dans le sol, présente un risque de toxicité pour les invertébrés vivant dans le sol et les plantes. ESG international (2000) a étudié les effets de l'essence sans additifs dans le sol sur les vers de terre et les collemboles en circuit ouvert et fermé, et sur quatre espèces végétales en circuit fermé. En raison de la nature hautement volatile de l'essence, la préparation du sol a conduit à des concentrations d'exposition initiales de 8 à 30 % des concentrations nominales, de sorte que les teneurs en essence prises en compte aux fins de cette étude reflètent la concentration originale (nominale) au début de l'expérience, et non celle mesurée.

L'essence semble être modérément toxique pour les vers de terre (Eisenia fetida) dans un sol sablo-limoneux natif, avec une CL₅₀ nominale après 7 jours de 630 mg/kg en poids sec dans un système à l'air libre. La CL₅₀ après 14 jours était plus faible, la toxicité se situant à 400 mg/kg dans un système fermé. On ne constate aucun effet décelable sur la survie des vers adultes ou le nombre de juvéniles produits lors d'essais chroniques en deçà d'un seuil d'exposition de 1 000 mg/kg, que ce soit dans les sols artificiels ou dans les sols natifs.

Les végétaux, y compris la luzerne (Medicago sativa), l'orge commune (Hordeum vulgare), le maïs (Zea mays) et la fétuque rouge (Festuca rubra), présentaient une légère toxicité aiguë lorsqu'ils sont exposés à l'essence; il faut souligner toutefois qu'on a souvent observé une inhibition de la croissance dans les sols natifs dont les concentrations étaient moins fortes que celles des sols artificiels. On a également comparé la longueur des racines à la masse sèche ou à la longueur des pousses (ESG International, 2000). Le maïs est l'espèce la plus sensible, avec une concentration inhibitrice de 20 % (CI₂₀) de 1 000 mg/kg de la longueur des racines après 7 jours dans un sol exposé à l'air. À l'air libre, les valeurs de la CI₂₀ nominale après 7 jours vont de 2 310 à 4 430 mg/kg en poids sec pour ce qui est de l'inhibition de la croissance des racines et de celle des pousses, respectivement.

9.1.2.2 Carburéacteur

En ce qui concerne le carburéacteur visé par le présent rapport (n° CAS 64741-86-2), le carburant diesel représente un substitut raisonnable si on tient compte de ses similarités quant au nombre d'atomes de carbone et aux plages d'ébullition.

Dans les sols sablonneux, la mortalité des vers de terre (Eisenia fetida) est constatée uniquement à des concentrations de diesel supérieures à 10 000 mg/kg, laquelle est également la concentration à laquelle une perte de poids sublétale a été enregistrée (Shin et al., 2005).

Les effets néphrotoxiques du carburant diesel sont documentés dans plusieurs études sur des animaux et des humains (Riedenberg et al.; 1964; Hartung et Hunt, 1966; Barrientos et al., 1977; Crisp et al., 1979; Dede et Kagbo, 2001 : monographies CHE, 1996). Certaines espèces d'oiseaux, et notamment les canards colverts, résistent mieux en général aux effets toxiques des substances pétrochimiques ingérées. Ces oiseaux doivent en ingérer des quantités considérables avant d'en mourir (Stubblefield et al., 1995; Hartung, 1995; Coon et Dieter, 1981; Fleming et al., 1982).

Pour étudier les effets du kérosène aviation (une substance analogue au carburéacteur) sur le succès d'éclosion des œufs des canards colverts (Anas platyrhynchos), Albers et Gay (1982) ont appliqué 1,5 ou 20 µL de kérosène aviation altéré ou non à la surface d'œufs dont ils ont par la suite observé l'éclosion. Ils ont conclu à un écart non statistiquement significatif entre le succès d'éclosion du groupe témoin et ceux des groupes dont les œufs ont été enduits de kérosène aviation altéré ou non. Leur étude n'a pas non plus permis d'établir un lien à la dose entre le succès d'éclosion et la dose (Albers et Gay, 1982).

Hoffman et Albers (1984) ont appliqué du kérosène aviation sur des œufs de canards colverts durant la première semaine de développement. La DL₅₀ a été mesurée à plus de 50 µ par œuf. Après 18 jours, aucune réduction de la croissance, aucun survivant anormal ni aucune malformation chez les survivants n'ont été relevés ((Hoffman et Albers, 1984).

9.1.3 Choix d'une valeur critique de toxicité (VCT)

Le standard pancanadien relatif aux hydrocarbures pétroliers dans le sol (CCME, 2008) a servi de base à la quantification des effets des carburants aviation sur les écosystèmes terrestres. Ce système repose sur quatre fractions d'hydrocarbures pétroliers totaux : fraction 1 (F1) (entre six et dix atomes de carbone), F2 (plus de 10 atomes de carbone et jusqu'à 16) F3 (plus de 16 atomes de carbone et jusqu'à 34) et F4 (plus de 34 atomes de carbone). De plus, elles reposent sur un rapport de 80:20 entre les hydrocarbures aromatiques et aliphatiques. Ce système utilise quatre catégories d'utilisation du sol (agricole, résidentielle, commerciale et industrielle) et deux types de sol (à gros grains ou à grains fins) pour la détermination des normes d'assainissement. La catégorie d'utilisation des terres et le type de sol les plus sensibles sont habituellement les terres à utilisation agricole à gros grains.

Les fractions 1 et 2 (F1 et F2) sont les plus proches des essences aviation visées par le présent rapport. Le tableau E-4 (annexe E) montre que pour les fractions 1 et 2, la norme pour la qualité du sol en contact avec des organismes non humains est de 150 à 210 mg/kg en poids sec (CCME, 2008). Comme l'essence aviation pourrait faire partie de ces deux catégories, la valeur inférieure, soit 150 mg/kg en poids sec de sol, sera utilisée comme VCT de l'exposition terrestre à l'essence aviation.

Le carburéacteur pourrait être assimilé aux fractions 1, 2 et 3 (F1, F2 et F3). Le tableau E-4 (annexe E) montre que pour les fractions 1, 2 et 3, la norme pour la qualité du sol en contact avec des organismes non humains va de 150 à 300 mg/kg en poids sec (CCME, 2008). Comme le carburéacteur pourrait faire partie de ces 3 catégories, la valeur inférieure, soit 150 mg/kg en poids sec de sol, sera utilisée comme VCT de l'exposition terrestre au carburéacteur.

9.2 Évaluation de l'exposition écologique

Pour établir des scénarios d'exposition, on a estimé les risques de rejets de carburant aviation à partir des estimations de Transports Canada des déversements en mer sur la côte est du Canada (RMRI, 2007) et de la base de données sur les déversements d'Environnement Canada (Environnement Canada, 2011). Des scénarios de rejet ont été élaborés pour les opérations de chargement, de transport et de déchargement par bateau et de transport en milieux terrestres (par camion, par train ou par oléoduc).

9.2.1 Milieu aquatique

Afin de déterminer la concentration environnementale estimée (CEE), le Risk Management Research Institute (RMRI, 2207) a estimé le volume d'eau qui pourrait être en contact avec du pétrole déversé. L'aire 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; on a ensuite estimé le volume d'eau contaminée en multipliant l'aire par 10 (les 10 premiers mètres d'eau).

Pour le scénario de chargement du navire, il a été supposé que le volume d'eau en contact avec la substance pétrolière proviendrait de la zone à risque 1 (RMRI, 2007), où se déroulaient des opérations de chargement à Whiffen Head et à la raffinerie de pétrole de Come By Chance. Pour les scénarios de transport par navire, il a été supposé que le volume d'eau en contact avec le carburant aviation correspondrait au volume d'eau moyen des zones à risque 2 à 5 (le volume moyen d'eau pour l'été et l'hiver pour la zone à risque 2 a été utilisée dans ce calcul), comme cette région est un important couloir de transport maritime. Bien que le rapport ait été initialement rédigé pour les déversements de pétrole brut, il peut s'appliquer aux carburants aviation. Les estimations des concentrations d'eau doivent rester prudentes pour ce qui est des carburants aviation, beaucoup moins denses que le pétrole brut et beaucoup plus chargés en composants volatils. Par conséquent, ces propriétés en font une matière plus prompte à se disperser dans l'air et dans l'eau que le pétrole brut.

Étant donné que l'essence aviation n'est pas transportée par navire, ce scénario est uniquement mis au point pour le carburéacteur.

On a établi qu'un déversement moyen de carburéacteur (de 2000 à 2009) dans les eaux salées est d'environ 1 700 L, soit l'équivalent de 10,7 barils. Par conséquent, cette quantité entre en contact avec 40 x 109 L d'eau durant une opération de chargement et de déchargement (tableau E-5 de l'annexe E). Le carburéacteur ayant une densité moyenne de 0,81 kg/L (CONCAWE, 1995), un déversement moyen équivaut à 910 kg environ; la concentration de carburéacteur dans l'eau est de 0,023 mg/L (9,10 × 10⁸ mg/40 × 10⁹ L), ce qui correspond à la CEE pour les opérations de chargement et de déchargement des navires en eau salée.

Dans le cas du transport maritime du carburéacteur, il a été estimé qu'un déversement moyen de 910 kg entre en contact avec 5,3 × 10¹² L d'eau (tableau E-5 de l'annexe E). On estime que la concentration dans l'eau est donc de 0,00017 mg/L (9,10 × 10⁸ mg/
5,3 × 10¹² L), ce qui est considéré comme la CEE en eau salée pour le transport par navire.

Pour les scénarios concernant l'eau douce, l'exposition potentielle a été calculée à l'aide de l'approche utilisée pour l'exposition dans l'eau salée, mais les estimations ont été établies à partir d'une opération de déchargement d'un navire à un dock dans le bassin des Grands Lacs, en Ontario.

Selon les données disponibles, le déversement moyen de carburéacteur (de 2000 à 2009) dans l'eau douce était d'environ 5 850 L (~4 740 kg), soit l'équivalent de 36,8 barils. Par conséquent, cette quantité entre en contact avec 40 x 109 L d'eau durant une opération de chargement et de déchargement (tableau E-5 de l'annexe E). Si on tient compte de la densité moyenne du carburéacteur, on estime la CEE associée aux opérations de chargement et de déchargement en eau douce à 0,12 mg/L (4,74 × 10⁹ mg/40 × 10⁹ L).

Dans le cas du transport en eau douce, il a été estimé qu'un déversement moyen de 4 740 kg entre en contact avec 5,3 × 10¹² L d'eau (tableau E-5 de l'annexe E). On estime que la concentration dans l'eau est de 0,00089 mg/L (4,74 × 10⁹ mg/5,3 × 10¹² L), ce qui est considéré comme la CEE en eau douce pour le transport par navire.

9.2.2 Milieu terrestre

De 2000 à 2009, on a enregistré quelque 450 déversements de carburant aviation (essences aviation et carburéacteur; à l'exception des déversements dus à l'écrasement d'un aéronef, à une collision, à la glace ou au givre, aux conditions routières, à l'affaissement du sol ou à des actes de vandalisme) dans le sol dans la base de données NEMISIS (Environnement Canada, 2011). Le volume moyen de ces déversements était d'environ 2 320 L. Les carburants aviation sont un produit pétrolier spécialisé, dont l'utilisation est principalement limitée aux aéroports; ainsi, les déversements de ces carburants sur le sol se produisent principalement dans les installations d'exploitation pétrolière à grande échelle (y compris dans les installations d'entreposage), aux aéroports ou pendant leur transport.

Les déversements dans le sol dans les limites des installations industrielles (p. ex. raffineries, terminaux de stockage en vrac) ou des aéroports commerciaux ne sont pas pris en compte dans cette évaluation, car ces déversements à ces sites devraient faire l'objet d'un assainissement immédiat réduisant leur pénétration dans l'environnement. Par conséquent, tous les rejets clairement définis comme des rejets se produisant dans les aéroports ont été exclus du scénario d'exposition terrestre. En outre, on présume que tous les rejets provenant de la source déterminée dans la base de données NEMISIS d'Environnement Canada comme étant une « usine industrielle » ou une « raffinerie », se sont produits à une installation industrielle et sont donc exclus. On a présumé que les rejets dans le sol provoqués par les navires-citernes devaient se produire sur les installations portuaires ou industrielles et sont également exclus. En raison de l'utilisation spécialisée de ces carburants aviation, on a présumé qu'un certain nombre d'autres rejets dans le sol devaient se produire aux aéroports et ont été exclus. En voici quelques-unes :

• les rejets dont la source déterminée est la suivante : « aéronef »;
• les rejets dont la source déterminée est la suivante : « station-service », l'hypothèse étant que toutes les stations-services de carburant aviation seront situées à un aéroport;
• on a présumé que tous les rejets dont la source déterminée est la suivante : « bâtiment d'entreposage », « autre installation d'entreposage », « autre » ou « inconnu », et qui se sont produits dans une ville munie d'un aéroport, ont eu lieu à l'aéroport local.

En outre, dans le cas de tout déversement en lien avec les véhicules motorisés et dont la cause était un « trop-plein », on a présumé que ce débordement s'était produit à un terminal de carburant industriel ou à un aéroport pendant le chargement. De même, les déversements en lien avec les véhicules motorisés et dont la cause avancée était le « renversement » ont également été exclus, car les circonstances ont été considérées comme étant des accidents de véhicules automobiles.

Lorsque ces exclusions sont envisagées, on a enregistré, de 2000 à 2009, quelques 84 déversements de carburant aviation dans le sol dans la base de données NEMISIS d'Environnement Canada (Environnement Canada, 2011). Toutefois, il est reconnu que la majorité des rejets en lien avec les véhicules motorisés se produisent vraisemblablement pendant le chargement, le transport et le déchargement du carburant aviation à l'aéroport. Le nombre de ces rejets est inconnu.Si l'on présume que tous les rejets associés aux véhicules motorisés se produisant dans une ville munie d'un aéroport ont eu lieu dans la zone aéroportuaire, le nombre total de rejets de carburant d'aviation dans le sol de 2000 à 2009 s'établit à 39. Par conséquent, la fourchette des rejets de carburant dans le sol entre 2000 et 2009 est de 40 à 80 environ; le nombre réel de rejets devrait se rapprocher de l'estimation la plus basse.

Un volume moyen de rejets a été déterminé entre 40 et 80 déversements environ. Les rejets seulement exclus du nombre total de déversement déterminés ci-dessus en raison de leur occurrence dans une ville munie d'un aéroport ou l'emplacement du déversement clairement déterminé comme se produisant à un aéroport ont été inclus dans le volume estimé. L'ampleur de ces rejets ne dépend pas de leur emplacement et, par conséquent, l'inclusion de ces volumes fournit une meilleure estimation du volume moyen de déversement^{Note de bas de page[4]}. D'après ces données, le volume moyen de rejet de carburants d'aviation dans le sol est d'environ 4 940 L.

En raison de l'insuffisance des données sur la concentration de carburant aviation dans le sol récepteur après un déversement moyen de cette substance, les scénarios pour le milieu terrestre sont fondés sur une technique de lecture croisée des données concernant le carburant diesel afin d'estimer ce niveau de contamination à la suite d'un déversement. Ganti et Frye (2008) ont mesuré le volume des déversements dans le sol de carburant diesel transporté par camion, y compris le volume du déversement et les concentrations d'HPT au centre du déversement.

Dans la première étude de cas, Ganti et Frye (2008) ont fait état d'un déversement de 379 L de carburant diesel dans le fond d'une levée d'environ 30 m, provoqué par un accident de camion sur l'autoroute. Au centre du déversement, à environ 2 pouces sous la surface du sol, la concentration d'HPT s'établissait à 65 000 mg/kg. Dans la deuxième étude de cas, Ganti et Frye (2008) ont relaté un deuxième accident de camion sur la route, au cours duquel 284 L environ de carburant diesel ont été déversés sur l'accotement en gravier et la levée adjacente. La concentration d'HPT initiale était de 47 000 mg/kg au centre du déversement.

D'après une étude menée par Brost et DeVaull (2000), les produits pétroliers dans la plage de densité du carburant diesel satureront le sol dans la plage de 7 700 à 34 000 mg/kg selon le type de sol. Au-delà de cette plage, ils formeront un liquide non aqueux léger.

Un déversement moyen de carburant aviation dans le milieu terrestre est de 4 940 L. Selon les données présentées ci-dessus, ce volume de carburant aviation formera un liquide non aqueux léger dans le sol. Si la concentration dans le sol est une fonction linéaire du volume déversé, alors 4 940 L produiraient une concentration d'environ 832 000 mg/kg dans le centre du déversement. On peut toutefois penser qu'un déversement plus volumineux s'étendrait dans un volume de sol plus important à cause de la formation d'un liquide non aqueux léger. Dans le cadre de cette évaluation, la CEE pour le milieu terrestre sera de 34 000 mg/kg, d'après la concentration plafond au-delà de laquelle on devrait observer la formation d'un liquide non aqueux léger (Brost et DeVaull, 2000).

9.3 Caractérisation du risque écologique

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 VCT sélectionnée pour l'organisme d'intérêt, divisée par un facteur d'évaluation pertinent. On a également calculé la CEE pour chaque scénario d'exposition aquatique. Un quotient de risque (QR = PEC/PNEC) a été calculé pour chaque organisme paramètre; il s'agit d'éléments de preuve importants à prendre en compte dans l'évaluation du risque potentiel pour l'environnement.

Pour les essences aviation, le seul scénario de rejet pertinent déterminé était dans le sol. En ce qui concerne les scénarios en milieu terrestre, le standard pancanadien relatif au contact écologique avec le sol pour la fraction 2 (sols à gros grains), la valeur retenue en tant que CESE (CCME, 2008) était de 150 mg/kg en poids sec. Le quotient de risque (CEE/CESE) résultant pour les rejets dans le sol est 227 kg en poids sec'

Pour le carburéacteur, la CESE pour les scénarios en eau douce a été déterminée en fonction de la VCT, laquelle était une valeur de CL₅₀ après 96 heures d'exposition à 5,5 mg/L de carburéacteur JP-8 pour Pimpephales promelas (tableau E-1b de l'annexe E). Un facteur d'évaluation de 10 a été appliqué à la VCT afin de tenir compte des extrapolations des données obtenues en laboratoire pour obtenir des données de terrain et de la variabilité interspécifique et intraspécifique, ce qui donne une CESE de 0,55 mg/L. En ce qui concerne les scénarios en milieu marin, la CESE a été établie à partir de la CSEO après 24 heures de 2,5 mg/L pour la diatomée marine Phaeodactylum tricornutum (tableau E-3 à l'annexe E). Étant donné que cette valeur est déjà une CSEO, aucun facteur d'évaluation n'a été utilisé et, par conséquent, la CESE est de 2,5 mg/L. En ce qui concerne les scénarios en milieu terrestre, le standard pancanadien relatif au contact écologique avec le sol pour la fraction 2 (sols à gros grains), la valeur retenue en tant que CESE était de 150 mg/kg en poids sec. Les quotients de risque (QR) qui en résultent (CEE/CESE) pour chaque scénario d'exposition sont présentés au tableau 9-1.kg en poids sec.

D'après les calculs effectués au cours de l'évaluation de l'exposition et des analyses du quotient de risque des effets potentiels des déversements estimés moyens de carburant aviation, ni les scénarios d'exposition à l'essence aviation et au carburateur dans l'eau douce ni ceux dans l'eau salée ne permettent de conclure à un potentiel d'effets nocifs pour l'environnement. Toutefois, les QR de 227 pour l'essence aviation et le carburéacteur indiquent que les rejets dans le sol peuvent nuire aux organismes terrestres.

Pour tous les scénarios de déversement en milieu aquatique, le volume nécessaire pour obtenir un QR égal à 1 a été déterminé. La fréquence des déversements au-dessus de ce seuil a été déterminée à partir de la base de données NEMISIS (Environnement Canada, 2011) (tableau 9-2). Ces volumes de déversement ont été calculés à partir de modèles élaborés par le 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 QR 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.

Pour ce qui est du transport de carburéacteur en eau salée et en eau douce, aucun des déversements déclarés de 2000 à 2009 dans la base de données NEMISIS n'a excédé le volume seuil correspondant à un quotient de risque (QR) de 1 (tableau 9-2). Pour le scénario de chargement et de déchargement de carburéacteur en eau douce, moins d'un déversement semble dépasser le volume seuil par année (3 % des déversements déclarés). Quant au scénario du chargement et du déchargement d'un navire en eau salée, aucun des déversements déclarés dans la base de données NEMISIS n'a dépassé le volume seuil correspondant à un quotient de risque (QR) de 1 (tableau 9-2).

Bien qu'il existe des incertitudes, le poids général de la preuve permet de croire que les rejets d'essence aviation et de carburéacteur présentent un faible risque d'être nuisibles pour les organismes aquatiques, compte tenu de la fréquence et du volume des déversements de ces substances dans les habitats dulcicoles et marins.

Les QR pour les sols ont été obtenus à l'aide d'une CEE fondée sur une concentration correspondant à la formation d'un liquide non aqueux léger. Les QR associés à des concentrations dans l'environnement supérieures à celles requises pour la formation des liquides non aqueux légers sont moins fiables, dans la mesure où le sol est saturé et qu'il n'existe plus de relation linéaire entre le risque et la concentration dans l'environnement. Toutefois, des QR supérieurs à 1 apparaissent dans ces cas de concentrations dans l'environnement inférieures à celles contribuant à la formation d'un LNAL.   

Environ 40 à 80 déversements de carburant aviation dans l'environnement terrestre ont été déclarés entre 2000 et 2009 (Environnement Canada, 2011) ou environ 4 à 8 déversements dans le sol par an. Cette fourchette reflète le manque de données sur l'emplacement précis des déversements liés à des véhicules motorisés (p. ex. vraquiers, camions-citernes, camions de transport, autres véhicules motorisés); on s'attend à ce que beaucoup de ces déversements se soient produits à des aéroports et que le nombre réel par an de déversements soit plus proche de la valeur la plus basse de cette fourchette. Les données fournies dans la base de données sur les déversements d'Environnement Canada indiquent qu'aucune cause systématique n'est associée à ces rejets dans le sol.

Selon les renseignements disponibles, le carburéacteur (nos CA 64741-87-2) et les essences aviation (n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5) contiennent des composants qui peuvent être suffisamment persistants dans l'air pour être transportés à distance de la source de rejet. Ils contiennent également des composants qui peuvent persister dans le sol, l'eau et les sédiments très longtemps, augmentant ainsi la durée d'exposition aux organismes.

Selon la preuve combinée de données empiriques et de FBA modélisés, le carburéacteur évalué dans le présent rapport contient des composants très bioaccumulables. Des études suggèrent qu'il est peu probable que la plupart des composants puissent être bioamplifiés dans la chaîne alimentaire. Toutefois, il semble que cela puisse être le cas pour les HAP alkylés (Harris et al., 2011). Les essences aviation évaluées dans ce rapport devraient contenir une faible proportion de composants très bioaccumulables.

En général, les poissons peuvent métaboliser les composés aromatiques. 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 une valeur du FBC et du FBA de 5 000.

Certains organismes de niveau trophique inférieur (invertébrés) semblent ne pas pouvoir métaboliser efficacement des composés aromatiques, ce qui entraîne un potentiel de bioaccumulation élevé pour certains composants aromatiques par rapport aux poissons. C'est le cas pour le HAP tricyclique comportant 14 atomes de carbone, qui était bioconcentré à des niveaux élevés (FBC supérieur(e) à 5000) par les invertébrés, mais pas par les poissons. Il est possible que ces composants bioaccumulables atteignent des niveaux toxiques dans les organismes si l'exposition est 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. Toutefois, certains composants du carburéacteur, comme les HAP tricycliques comportant 14 atomes de carbone, peuvent persister dans les sédiments très longtemps, ce qui peut augmenter la durée d'exposition des invertébrés benthiques à ces composants. La proportion dans le carburéacteur de telles substances bioaccumulables aux demi-vies de dégradation longue est probablement faible.

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).

La nature, l'ampleur et la fréquence des déversements constituent des facteurs clés à considérer dans la caractérisation du risque écologique de ces substances. Les déversements qui surviennent pendant la manutention des essences aviation et du carburéacteur peuvent nuire à la vie aquatique dans les eaux confinées aux environs des quais de chargement ou de déchargement; toutefois, d'après la faible fréquence (moins d'un par année) des déversements, et la faible exposition de l'environnement à ces derniers, le risque de nuire à l'environnement est faible. De plus, quatre à huit déversements par année d'essences aviation et de carburéacteur sont susceptibles de causer des effets nocifs sur les organismes terrestres (invertébrés, plantes). Cependant, le nombre réel de déversements est probablement plus proche de la fourchette inférieure et tous les déversements constitueront un volume suffisant entraînant des effets nocifs. De plus, aucune cause systémique n'a été relevée pour les déversements.

D'après les renseignements contenus dans la présente évaluation préalable sur la fréquence et l'importance des déversements, le risque est faible pour ces substances d'être nocives pour les organismes ou de compromettre l'intégrité globale de l'environnement. Il est conclu que le carburéacteur (n° CAS 64741-86-2) et les essences aviation (n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5) ne répondent pas aux critères des alinéas 64(a) ou (b) de la LCPE 1999, puisqu'ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité, à une 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.

9.4 Incertitudes dans l'évaluation des risques pour l'environnement

La présente analyse porte sur les incertitudes associées à chaque composant visé par la présente évaluation, concernant 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. Les carburants aviation étant considérés comme des UVCB, ils ne peuvent être représentés par une structure chimique unique et la composition de leurs substances chimiques particulières reste donc mal définie. Le nombre, l'identité et la proportion des composés formant les différents groupes de carburant aviation portant le même n° CAS peuvent varier grandement selon les conditions d'exploitation, les matières de base utilisées et les unités de traitement. Par conséquent, aux fins de la modélisation, on a trouvé un ensemble de structures représentatives offrant des estimations moyennes pour toute la gamme de composants susceptibles de s'y retrouver. Plus précisément, ces structures ont été utilisées pour évaluer le devenir et les propriétés dangereuses de ces carburants aviation. Puisque plusieurs structures représentatives peuvent être associées à des composants du même type et ayant le même nombre d'atomes, il est entendu que des incertitudes subsistent quant à la structure de cette substance. On a utilisé les propriétés physiques et chimiques de 24 structures représentatives pour estimer le comportement général des carburants aviation et représenter l'échelle attendue des caractéristiques physiques et chimiques. Étant donné le nombre élevé de permutations probables du type et du pourcentage des structures des carburants aviation, les résultats de la modélisation restent incertains. Cependant, comme les carburants aviation contiennent en théorie peu d'hydrocarbures (compte tenu des plages d'ébullition des carburants aviation, qui limitent le nombre d'atomes de carbone des composants), le degré d'incertitude de la démarche est amoindri.

Étant donné les incertitudes inhérentes aux estimations modélisées, ces méthodes ne permettent pas de prévoir avec certitude la répartition dans les différents milieux environnementaux, la persistance et la bioaccumulation.

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. Il est possible que ce modèle ne mesure pas adéquatement la biotransformation au premier niveau trophique des substances chimiques facilement biotransformées par les invertébrés et le plancton. Maints hydrocarbures pétroliers sont facilement métabolisés par les invertébrés, et encore plus facilement par les poissons. Les valeurs modélisées du log K_oe supérieures à 8 n'ont pas été utilisées en raison des limites du modèle (Arnot et Gobas, 2003; Arnot et al., 2008).

L'utilisation de données historiques sur les déversements de la base de données NEMISIS (Environnement Canada, 2011) demeure incertaine dans la mesure où elle ne fait pas de distinction entre les déversements d'essences aviation et les déversements de carburéacteur. Cette incertitude est toutefois compensée par un rajustement proportionnel des déversements en fonction des quantités connues (Statistique Canada, 2009) des deux substances produites par les raffineries. Les exigences de déclaration à NEMISIS sont limitées aux rejets de substances concernant ou touchant un ministère ou un organisme fédéral, une installation gouvernementale fédérale ou des terres autochtones; ou des rejets qui enfreignent la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) ou la Loi sur les pêches; sur les rejets qui ont une incidence sur les poissons, les oiseaux migratoires ou les espèces à risque, ou encore sur les frontières interprovinciales ou internationales; et les rejets provenant des navires. Par conséquent, il est possible que la base de données NEMISIS sous-estime les déversements à l'échelle nationale, notamment les déversements dans le sol. Néanmoins, étant donné que les déversements d'essences aviation se produiront en grande partie sur le territoire domanial (aéroports), cette incertitude est réduite.

Un certain nombre d'hypothèses ont été avancées concernant l'emplacement des déversements et, par conséquent, leur importance environnementale. Des incertitudes sont associées à ces hypothèses. Pour traiter les hypothèses relativement à l'emplacement des déversements pendant le transport par des véhicules motorisés, une fourchette est proposée pour le nombre de rejets provenant de cette source, en reconnaissant que le véritable chiffre se situe entre les deux extrêmes.

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10. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

10.1 Évaluation de l'exposition

La population canadienne en général (excluant les pilotes privés dont il est question ci-dessous) n'a pas un accès direct aux carburants aviation et il est par conséquent peu probable qu'elle y soit exposée par voie orale ou cutanée (Tharby, 2010; CONCAWE, 1999).

La population canadienne en général peut être exposée à la fraction volatile des carburants aviation en raison des émissions par évaporation pendant la manutention et le stockage dans les aéroports et aux installations de stockage en vrac. En raison du nombre limité de renseignements concernant l'évaporation associée à ces mélanges complexes dans leur ensemble, on a jugé qu'il était pertinent de caractériser le rejet de composants précis. Le benzène a été choisi à partir de la liste des composants qui causent un large éventail d'effets toxiques potentiels, étant donné qu'il s'agit d'un composant très dangereux des carburants aviation qui représenterait des risques pour la santé humaine. Il a été décrit comme l'un des plus dangereux composants des carburants aviation (Egeghy et al., 2003).

Les pilotes privés peuvent possiblement être exposés de façon intermittente à l'essence aviation lors du ravitaillement des petits appareils à moteur à pistons (Tharby, 2010). Comme l'obtention du brevet de pilotage exige une très longue formation (sur les techniques de ravitaillement et d'atterrissage; les inspections visuelles des quantités de carburant et de contamination; l'utilisation de carburants ayant un indice d'octane approprié et des fiches carburant, etc. [Transports Canada, 2010]), ainsi que la nature de l'exposition intermittente, ce scénario n'est pas pris en considération dans cette évaluation.

Contrairement à l'utilisation relativement uniforme d'essence aviation dans les petits aéroports et terrains d'aviation privés au Canada, 85 % de la quantité totale de carburéacteur est consommée par huit grands aéroports à l'échelle nationale (Tharby, 2010). À un important aéroport canadien, le ravitaillement des aéronefs requiert annuellement quelque deux milliards de litres au carburant. Si on considère que les carburants entreposés peuvent émettre des émissions par évaporation et que des vapeurs de carburant peuvent s'échapper au bout des ailes des aéronefs pendant le ravitaillement, il est possible d'être exposé à ces rejets à proximité de ces aéroports (Tharby, 2010). L'exposition de la population générale aux émissions par évaporation de carburéacteur, par voie d'inhalation, peut se produire aux principaux aéroports du pays.

L'exposition par inhalation à proximité des petits aéroports et terrains d'aviation privés est beaucoup plus faible et on considère qu'elle est prise en compte par les scénarios d'exposition décrits ci-dessous pour l'entreposage du carburéacteur et la manutention dans les principaux aéroports du pays.

Les estimations de l'exposition par inhalation aux émissions par évaporation de carburant aviation sont déduites pour des scénarios d'exposition à court terme des passagers aériens aux principaux aéroports, et d'exposition à long terme des personnes qui habitent à proximité de grands aéroports ou d'installations de stockage de carburant en vrac.

10.1.1 Estimations de l'exposition humaine (par inhalation)

10.1.1.1 Exposition à court terme dans les aéroports canadiens

La population en général peut être exposée aux émissions par évaporation des carburants aviation, y compris le benzène, un composant très dangereux des carburants aviation, dans les aéroports canadiens. Pour le scénario d'exposition à court terme, une personne était présente pendant quatre heures à un important aéroport canadien situé à 300 m de la source des émissions par évaporation.

Des données récentes de surveillance de l'air aux aéroports canadiens n'étaient pas disponibles aux fins de détermination des concentrations d'exposition à court terme aux polluants atmosphériques. Il existe également peu de données de surveillance de l'air aéroports internationaux. Aux aéroports de Hambourg et Francfort, en Allemagne, Tesseraux (2004) a déterminé que les concentrations annuelles de benzène dans l'air sont 1 et 2,8 µg/m³, respectivement. De plus, une étude de surveillance de l'air en milieu de travail auprès d'employés de la United States Air Force à un aéroport militaire très achalandé a indiqué une concentration médiane d'exposition à court terme au benzène de 3,1 µg/m³ chez les employés ne manipulant pas ou ne travaillant pas à proximité de carburants aviation (Egeghy et al., 2003; Pleil et al., 2000). Ces données peuvent inclure des contributions provenant de la pollution atmosphérique ambiante de fond, des gaz d'échappement des avions et des automobiles, les émissions des carburants non brûlés et des gaz d'évaporation des véhicules de soutien au sol et du voisinage, ainsi que celles des systèmes de chauffage (alimentés à l'essence ou au diesel). Par conséquent, il n'est pas possible de déterminer le niveau d'exposition aux émissions par évaporation des carburants aviation, ni de déterminer la contribution de l'évaporation des carburants aviation aux concentrations de benzène dans l'air. Par conséquent, la modélisation des émissions par évaporation de carburant aviation a été utilisée pour estimer les concentrations d'exposition possible.

L'ampleur des émissions par évaporation associées à la présence et à la distribution de Jet A-1 (carburéacteur) à un important aéroport canadien a déjà été estimée varier de 90 à 180 kg par jour (Tharby, 2010; Woodrow, 2003). Ces rejets comprennent les vapeurs déplacées des réservoirs des aéronefs lors du ravitaillement, les émissions des réservoirs de stockage au cours du remplissage avec du carburant frais et les émissions par évaporation des véhicules de ravitaillement. Cet intervalle d'émissions a été utilisé pour les calculs effectués avec SCREEN3 (1996; se reporter ci-après pour une description du modèle) afin de déterminer la dispersion et, par le fait même, la concentration dans l'air à des distances variées des foyers d'émissions respectifs (les variables d'entrée sont données au tableau F-1 de l'annexe F).

SCREEN3 est un modèle de dispersion atmosphérique gaussien au niveau de l'évaluation qui se fonde sur le modèle Industrial Source Complex (ISC) pour évaluer les concentrations d'agents polluants provenant de diverses sources dans un complexe industriel. La principale variable déterminante de la dispersion atmosphérique dans le modèle SCREEN3 est le vent. La concentration d'exposition calculée maximale est choisie en fonction d'une matrice de données météorologiques intégrée de différentes combinaisons de conditions météorologiques, y compris la vitesse du vent, la turbulence et l'humidité. Ce modèle prédit les concentrations qui en résultent directement à partir de rejets de sources ponctuelles, diffuses et volumiques. SCREEN3 donne les concentrations maximales d'une substance à une hauteur choisie des points de réception et à diverses distances d'une source de rejet dans la direction du vent en provenance du vent dominant une heure après un rejet donné. 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. Cela permet d'obtenir une estimation des concentrations maximales dans l'air pour 24 heures d'exposition (USEPA, 1992). De même, en ce qui concerne les expositions qui se sont produites pendant une année, on peut s'attendre à ce que la direction des vents courants varie davantage et diffère de la direction du vent pour un seul événement. Par conséquent, la concentration d'exposition maximale répartie sur une année est calculée en multipliant la concentration maximale d'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 modélisation de la dispersion des substances volatiles totales estimées (90 et 180 kg par jour) découlant du stockage et de la manutention à un important aéroport canadien a été utilisée pour estimer la concentration maximale de 24 heures des émissions à laquelle une personne pourrait être exposée (tableau F-2 de l'annexe F). À 300 m de la source de rejet, le total des substances volatiles dans l'air a été estimé à 14,8 µg/m³. Cette concentration a été utilisée pour représenter une estimation prudente de l'exposition par inhalation à court terme au carburant aviation.

Pour estimer l'exposition humaine au benzène découlant de l'exposition à la fraction volatile du carburant aviation, comme cela est expliqué ci-dessus, il est nécessaire de connaître la proportion de benzène dans la fraction volatile. Aucune donnée propre aux carburants aviation n'a été trouvée pour indiquer la concentration de benzène dans les vapeurs des carburants aviation. Cependant, il existe des données sur la composition de l'espace de tête (c.-à-d. vapeur) d'échantillons de carburant diesel. L'analyse de deux échantillons de carburant diesel (carburant diesel arctique et d'été) a révélé un pourcentage de benzène dans la phase gazeuse de 0,92 % et 3,00 %, respectivement (FLL, 2008). La concentration de benzène retrouvée dans l'espace de tête du carburant diesel fournit une approximation de la concentration que l'on pourrait retrouver dans le carburant aviation puisque les hydrocarbures du carburant diesel (comportant principalement de 10 à 25 atomes de carbone) ont une grande similitude avec ceux du carburéacteur (lequel est semblable au kérosène, une petite portion du groupe des gazoles, comportant principalement de 9 à 16 atomes de carbone) (CONCAWE, 2007). De plus, le pourcentage de benzène dans la phase liquide du carburant diesel et du carburéacteur JP-8 est généralement inférieur à 0,02 % (Egeghy et al., 2003; CIRC, 1989b; Tharby, 2010). Il a également été démontré que le benzène, en raison de sa grande volatilité et de sa combustibilité inférieure à celle des alcanes, est présent dans la phase gazeuse en une quantité disproportionnellement plus élevée que sa concentration dans la phase liquide des carburéacteurs (Egeghy, 2003). Par conséquent, une valeur variant de 0,92 à 3,00 % a été prise en considération pour représenter la proportion des vapeurs des carburants aviation qui pourrait contenir du benzène.

En tant que proportion de la concentration maximale des substances volatiles de la limite supérieure après 24 heures de 14,8 µg/m³ à 300 m, la concentration de benzène a donc été estimée varier de 0,14 à 0,44 µg/m³. Cette concentration de benzène (attribuable aux émissions par évaporation de carburant aviation à l'un des principaux aéroports canadiens) est inférieure à la concentration moyenne de benzène dans l'air ambiant au Canada (0,88 μg/m³) (RNSPA, 2008).

D'autres modèles de dispersion atmosphérique, comme le modèle AERMOD de l'USEPA et le modèle d'évaluation préalable connexe AERSCREEN, sont disponibles. Ces modèles nécessitent des données topologiques et météorologiques provenant du site pour lequel le calcul de la dispersion sera effectué. Compte tenu de la nature de la présente évaluation préalable et de l'utilisation de SCREEN3 dans l'Exposure and Fate Assessment Screening Tool de l'Environmental Protection Agency des États-Unis, version 2.0 (EFAST), SCREEN3 a été sélectionné pour l'évaluation de l'exposition par inhalation au carburant aviation.

10.1.1.2 Exposition à long terme à proximité des aéroports canadiens

Les émissions par évaporation qui proviennent du stockage et de la manutention des carburants aviation aux aéroports peuvent se disperser hors du périmètre de l'aéroport, exposant possiblement la population générale qui habite à proximité. À l'aide de SCREEN3, la dispersion dans l'air a été modélisée pour estimer les niveaux d'exposition à la fraction de substances volatiles provenant du carburant aviation à des distances variées de la source d'émission. Les taux d'émission ont été estimés à partir des estimations des émissions fugitives totales de 90 à 180 kg par jour de Jet A-1 à l'un des importants aéroports canadiens (Tharby, 2010; Woodrow, 2003). Les résultats enregistrés à 3 000 m d'une source d'émission (soit la distance probable entre la source d'émission et les résidences autour de l'aéroport) indiquent une concentration annuelle moyenne de 4,7 à 9,4 µg/m³ de la fraction de substances volatiles (tableau F-2 de l'annexe F). En sachant que la proportion de benzène varie de 0,92 à 3 %, l'exposition annuelle moyenne à 3 000 m au benzène provenant du carburant aviation devrait se situer entre 0,04 et 0,14 µg/m³ (pour les émissions minimales de 90 kg de substances volatiles) et entre 0,09 à 0,28 µg/m³ (pour les émissions maximales de 180 kg de substances volatiles). Ces niveaux sont en accord avec la concentration moyenne de benzène au Canada dans l'air ambiant (0,88 μg/m³) (RNSPA, 2008).

10.1.1.3 Exposition à long terme à proximité de réservoirs de stockage de carburant aviation

Dans la plupart des raffineries et autres installations pétrolières (p. ex. terminaux, dépôts de stockage), on trouve des équipements utilisés pour le stockage temporaire des carburants aviation et d'autres produits finis prêts à la distribution. La nature stationnaire de ces réservoirs et la production constante ainsi que le roulement des produits finis donnent lieu à des gaz d'évaporation, du fait que les réservoirs de stockage ont une perte de stationnement (par respiration) ainsi qu'un déplacement de vapeurs pendant le chargement de la substance (USEPA, 2006). Le niveau des émissions peut varier selon la conception et la taille des réservoirs, leur entretien, les propriétés de la substance stockée, la nature des opérations qui y sont faites (remplissage, vidange, aucune opération), et la vitesse du vent (Chambers et al., 2008). Une analyse des cartes aériennes de raffineries et d'autres genres d'installations (comme celles mentionnées auparavant), et des parcs de réservoirs qui y sont associés (réservoirs de stockage en grande quantité) indique que des quartiers résidentiels peuvent se trouver à proximité des zones de stockage. Par conséquent, les gaz d'évaporation des réservoirs de stockage des carburants aviation dans les raffineries peut être une source d'exposition aux vapeurs des carburants pour la population générale à proximité des installations de stockage en vrac.

Les installations de stockage en vrac ont été reconnues comme une source d'émissions au Canada par l'Alberta Research Council, et ces émissions ont été quantifiées par la méthode d'absorption différentielle de détection et télémétrie par ondes lumineuses (DIAL) (Chambers et Strosher, 2006; Chambers et al., 2008; USEPA, 2006, 2010). La technologie LIDAR est utilisée en Europe depuis plus de 20 ans pour recenser et quantifier les émissions provenant de foyers précis dans les raffineries, et pour faciliter la réduction ciblée des émissions (Chambers et Strosher, 2006; Chambers et al., 2008)Dans une installation canadienne, Spectrasyne Environmental Surveying a mesuré un taux d'émissions provenant du carburant diesel contenu dans des réservoirs à toit fixe de 0,02 kg/h-réservoir (Spectrasyne, 2011).

Un scénario d'émissions de benzène provenant d'une installation contenant deux réservoirs de stockage de carburant aviation à toit fixe dans un secteur de 50 × 100 m² a par conséquent été utilisé. À l'aide de la modélisation de SCREEN3 pour un taux d'émissions de benzène de 0,02 kg/h par réservoir et une hauteur de rejet de 10 m (les paramètres d'entrée de la modélisation sont données au tableau F-3 de l'annexe F), la concentration maximale de benzène a été établie à 130 m depuis le centre de l'installation. À cette distance, la concentration moyenne annuelle dans l'air ambiant de benzène à un point de réception de 1,74 m a été déterminée entre 1,9 μg/m³. À 300 m du centre de l'installation, soit la distance à laquelle se trouvent des résidences, la teneur en benzène des émissions des deux réservoirs de stockage est de 0,91 μg/m³. Ce niveau est envisagé dans le contexte d'un scénario prudent, en tenant pour acquis que la teneur moyenne en benzène dans l'air ambiant au Canada est de 0,88 μg/m³.

10.2 Évaluation des effets sur la santé

Assez peu de données sont disponibles concernant les effets sur la santé des carburants aviation portant les n^os CAS visés par la présente évaluation préalable. On a recensé quelques études sur une essence aviation (n° CAS 64741-87-3), mais aucune information concernant les deux autres substances visées (n^os CAS 68527-27-5 et 64741-86-2). Par conséquent, le kérosène (de distillation directe et hydrodésulfuré) et des carburéacteurs apparentés  (p. ex., JP-5, JP-8, Jet-A, Jet-A1) ont été choisis pour la caractérisation des effets sur la santé qui sont représentatifs des carburants aviation. Le kérosène s'apparente au carburéacteur (n° CAS 64741-86-2) sur les plans du traitement et des propriétés physico-chimiques, mais il est assujetti à des normes de raffinage moins sévères et il n'est pas enrichi des mêmes additifs que les carburants aviation. Le JP-5, le JP-8 et le Jet-A sont des carburéacteurs utilisés à des fins militaires et commerciales et, à ce titre, ils sont pertinents aux fins d'une évaluation des effets sur la santé des carburants aviation. Dans une analyse de caractérisation préalable des dangers, l'Agence américaine de protection de l'environnement (USEPA, 2011) inclut les carburéacteurs, le Jet A et le Jet A-1 dans les substances à l'appui dans la catégorie kérosène/carburéacteur.

L'annexe G présente l'information recueillie sur les effets sur la santé des carburants aviation et des substances apparentées. La section qui suit donne un aperçu des principales études sur les effets sur la santé de l'exposition aux carburants aviation.

La substance n° CAS 64741-87-3 et le kérosène induisent une faible toxicité aiguë chez les animaux de laboratoire exposés par voie orale (DL₅₀ supérieur(e) à 5000 mg/kg p.c.) ou cutanée (DL₅₀ supérieur(e) à 2000 mg/kg p.c.), ainsi que par inhalation (CL₅₀ supérieur(e) à 5000 mg/m³). Ces substances ne provoquent pas de réaction de sensibilisation cutanée, mais elles peuvent induire une irritation oculaire légère ou une irritation cutanée de légère à grave (API, 1980a, 1985a, 1986a; ATDAEI, 1990). Chez des souris C57Bl/6 femelles exposées par le nez uniquement pendant une heure à 1 000 mg/m³ de JP-8, on a observé des réactions immédiates d'immunosuppression, une réduction des cellules immunitaires viables, ainsi qu'une baisse significative du poids des organes immunitaires (Harris et al., 2002). Chaque heure d'exposition en plus a résulté en une aggravation de l'immunosuppression (Harris et al., 1997, 2007b).

Une irritation cutanée est le seul effet observé par suite de l'exposition de rats Sprague-Dawley (SD) mâles et femelles à de l'essence aviation (n° CAS 64741-87-3), à raison de 678 mg/kg p.c. par jour, 5 jours par semaine pendant 4 semaines (UBTL, 1994). Une augmentation du poids de la rate et une diminution du nombre de globules rouges ont été observées chez les lapins exposés par voie cutanée à 200 mg/kg p.c. (une dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) de kérosène) trois fois par semaine pendant quatre semaines (API, 1985a). L'immunosuppression (révélée par l'induction altérée de l'hypersensibilité de contact et la suppression de la réaction d'hypersensibilité de type décalé) chez des souris femelles a été observée après une exposition cutanée au JP-8 à raison de 1 140 mg/kg p.c., une fois par jour pendant cinq jours (Ullrich, 1999). Aucun phénomène d'immunosuppression n'a été observé chez des rates SD exposées à 495 mg/kg p.c. de carburant Jet-A tous les jours pendant quatre semaines (Mann et al., 2008).

L'encombrement généralisé de l'épithélium bronchiolaire et diverses altérations des cellules de type II de l'épithélium alvéolaire, dont une augmentation du nombre et de la taille des corps lamellaires producteurs de surfactants, ont été observés chez des souris C57Bl/6 mâles exposés par voie nasale seulement à des vapeurs et des aérosols de JP-8, à raison de 45 mg/m³ (une CMENO), une heure par jour pendant sept jours (Herrin et al., 2006). Dans une autre étude, des groupes de souris B6.A.D. mâles ont été exposés à des concentrations de JP-8 à raison de 0, 7, 12, 26, 48 et de 118 mg/m³, une heure par jour pendant sept jours (Robledo et al., 2000). L'amalgame vapeurs-aérosols dans cette étude aurait entraîné des expositions à 0, 57, 97, 211, 390 et 960 mg/m³ (précision apportée par Herrin et al., 2006). Par conséquent, l'exposition à une dose de 390 mg/m³ a donné lieu à une augmentation de la perméabilité alvéolaire et de la quantité totale de protéines dans le liquide de lavage bronchioalvéolaire, ainsi que l'apparition de lésions pulmonaires et alvéolaires proportionnelles à la concentration au niveau morphologique. Bien que ces effets ne soient accompagnés d'aucun trouble respiratoire, les auteurs les ont qualifiés de nocifs en raison de leur dépendance à la concentration et du risque qu'ils soient précurseurs de troubles respiratoires à long terme. Une autre étude menée chez des souris exposées à du JP-8 a permis d'observer des diminutions marquées de la viabilité des cellules thymiques et la prolifération des cellules immunitaires spléniques proportionnelles à la concentration à 810 mg/m³, soit la concentration la plus faible utilisée aux fins de l'étude (le groupe exposé à la dose de 100 mg/m³ a en réalité été exposé à un niveau d'exposition combiné des vapeurs et des aérosols qui équivaut à 810 mg/m³ ) (Harris et al., 1997). Les souris exposées à 1 000 mg/m³ une fois par jour pendant sept jours ont démontré une réduction de la réaction immunitaire à une infection grippale, la viabilité moindre des cellules immunitaires, la réduction de la prolifération des cellules immunitaires en présence de mitogènes, ainsi qu'une diminution des lymphocytes T ganglionnaires (Harris et al., 2008). L'exposition de rats à 1 000 mg/m³ de JP-8 pendant six heures, cinq jours par semaine pendant six semaines, a eu des effets significatifs sur les fonctions neurologiques (Rossi et al., 2001).

Une CMENO de 58 mg/m³ a été établie d'après une diminution du glucose sanguin chez des rats Wistar exposés à des vapeurs de kérosène six heures par jour, six jours par semaine pendant 14 semaines (Starek et Vojtisek, 1986). Dans une autre étude, des rats mâles exposés à des doses de 150 mg/m³ de JP-5 (vapeurs et aérosols) pendant 90 jours ont présenté des symptômes de néphrotoxicité. On pense que cet effet négatif est lié à une protéine unique et propre aux rats mâles, alpha-2-microglobuline, et qu'il n'est donc pas pertinent pour une étude sur la santé humaine. L'exposition par inhalation à une dose de 750 mg/m³ de JP-5 a provoqué un ralentissement de la croissance des rats mâles et une augmentation statistiquement significative des taux sériques de créatine et d'azote uréique dans le sang chez les deux sexes (Bruner, 1984; Gaworski et al., 1984; MacNaughton et Uddin, 1984). Dans une autre étude, on a observé des modifications histologiques de la moelle osseuse (réduction de 10 % des adipocytes) et une faible multiplication cellulaire chez des rats mâles exposés à 250 mg/m³ de JP-5 par inhalation (Hanas et al., 2010).

Aucun effet nocif n'a été démontré chez des rats à qui on a administré de 3 000 mg/kg par jour de JP-8 pendant 90 jours (Mattie et al., 1995). Dans une étude de l'exposition cutanée subchronique chez des rats SD mâles et femelles exposés à 165, 330 ou 495 mg/kg p.c. de kérosène hydrosulfuré tous les jours pendant 13 semaines, des irritations cutanées et une augmentation du poids de la rate proportionnelles à la dose sont apparues chez les femelles ayant reçu de fortes doses (USEPA, 2011).

On n'a recensé aucune étude sur les effets des carburants aviation sur le développement et la reproduction. Le kérosène et le combustible Jet-A n'ont entraîné aucun effet toxique pour la reproduction ou le développement chez des rats exposés à des concentrations élevées (concentration sans effet nocif observé de 2 780 et 2 945 mg/m³) par inhalation (API, 1979a, 1979b; CIRC, 1989a). À l'inverse, on a observé des effets sur le développement de souris C57Bl/6 exposées à du JP-8. Des souris mères ont été exposées par inhalation à des aérosols de JP-8 de 1 000 mg/m³, dans le cadre d'une étude portant sur une seule concentration, pendant une heure tous les jours à partir des jours de gestation 7 ou 15 jusqu'à la naissance. Des effets nocifs ont été observés chez les mères et les nouveau-nés des deux groupes, notamment une immunosuppression statistiquement significative mesurée de six à huit semaines après la naissance. D'autres effets statistiquement significatifs incluent la diminution du poids de la rate et des cellules spléniques (nouveau-nés), la diminution du poids du thymus et des précurseurs des cellules T (mères et nouveau-nés), ainsi qu'une diminution de la taille des portées. Les taux de survie à la naissance des nouveau-nés mâles ont également diminué (Harris et al., 2007a).

Une étude sur l'exposition cutanée chronique a évalué les paramètres des effets non cancérogènes des carburants aviation. On n'a enregistré aucun effet significatif sur la santé chez des souris mâles exposées à une dose de 970 mg/kg p.c. d'essence aviation (no CAS 64741-87-3) deux fois par semaine à vie. Toutefois, on a observé une desquamation allant de légère à modérée, accompagnée d'une légère irritation et de croûtes au site d'application (API, 1989a). Au terme d'une étude analogue sur l'exposition cutanée de souris mâles et femelles à du JP-5, la DMENO a été fixée à 250 mg/kg p.c. d'après une hausse marquée de l'ulcération, de l'inflammation et de l'hyperplasie épithéliale au site d'application (NTP, 1986). On a également observé des ulcérations et de l'irritation au site d'application chez des souris après une exposition cutanée chronique au kérosène, à raison de 1 170 mg/kg p.c. deux fois par semaine pendant 24 mois (API, 1986c). Chez ces mêmes souris, on a également noté une augmentation absolue et relative du poids du foie, des poumons et des reins. Des souris soumises à une exposition cutanée au JP-5 ou au JP-8, à raison de 1 070 mg/kg p.c. trois fois par semaine pendant 60 semaines, ont présenté des lésions rénales, une atrophie et une dégénérescence du néphron, ainsi qu'une nécrose papillaire (Easley et al., 1982).

Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC, 1989a) a classé le « jet fuel » (carburéacteur, n° CAS non attribué) parmi les substances cancérogènes du groupe 3 (substances inclassables quant à leur cancérogénicité pour l'homme – données inappropriées chez l'homme et inadéquates ou limitées chez les animaux) (CIRC, 1989a).' La classification est fondée notamment sur les données concernant les effets sur la santé du kérosène (n° CAS 8008-20-6). Les carburants aviation n^os CAS 64741-86-2, 64741-87-3 et 68527-27-5) appartiennent au groupe 2 (substance pouvant causer le cancer) selon la Commission européenne (Commission européenne, 2004, ESIS, c1995-2012). Les descriptions du risque R65 pour la classification et l'étiquetage (nocif : peut causer des dommages pulmonaires si avalée) et R46 (peut causer des altérations génétiques héréditaires) ont aussi été assignées aux n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5 par la Commission européenne.

Des études sur la cancérogénicité qui ont évalué les carburants aviation ont été observées uniquement pour l'essence aviation (n° CAS 64741-87-3). Un nombre négligeable de tumeurs cutanées a été observé chez des souris mâles ayant reçu une application cutanée de 970 mg/kg p.c. d'essence aviation deux fois par semaine à vie (Skisak et al., 1994). Trois des 50 souris ont contracté des tumeurs cutanées dans le groupe expérimental (deux ont développé un papillome spinocellulaire, et l'autre un carcinome squameux) avec une latence moyenne pour la formation des tumeurs de 113 semaines. Au sein du groupe témoin ayant reçu le véhicule (toluène), trois souris ont développé un carcinome squameux, et une a développé un fibrosarcome. Dans une autre étude longitudinale de badigeonnage de la peau avec de l'essence aviation, quatre souris sur 50 ont contracté des tumeurs cutanées bénignes avec une latence moyenne de 112 semaines (API, 1986b et 1986d). Dans une autre étude, des souris mâles ont été exposées par badigeonnage à 970 mg/kg p.c. deux fois par semaine pendant 139 semaines. Les sujets ont contracté des tumeurs bénignes et malignes selon une incidence comparable à celle qui a été observée chez les groupes témoins négatifs et exposés au solvant (API, 1989a). Les études sur les capacités d'initiation et de promotion tumorales de l'essence aviation ont donné des résultats négatifs (Skisak et al., 1994).

Des études ont été menées sur la cancérogénicité de substances liées aux carburants aviation. Dans le cadre de deux études au cours desquelles on a appliqué du combustible Jet-A sur la peau de souris 3 fois par semaine pendant 105 semaines, on a observé l'apparition de tumeurs cutanées dans 26 et 44 % des cas, la latence moyenne de formation des tumeurs étant de 79 semaines (Clark et al., 1988; Freeman et al., 1993). Le kérosène de distillation directe a été testé au cours de trois essais par badigeonnage chez des souris, sur des périodes allant de 80 semaines à toute la vie. Toutes les études ont donné lieu à une incidence supérieure des tumeurs cutanées au sein des groupes expérimentaux par rapport aux groupes témoins, allant de 4 sur 27 à 20 sur 50. La latence moyenne pour la formation de tumeurs va de 62 à 76 semaines (Blackburn et al., 1986; CONCAWE, 1991; API, 1986c). Dans une autre étude, une application quotidienne de combustible JP-5 à des souris, en concentrations de 250 ou 500 mg/kg p.c. pendant 103 semaines, a induit la formation de lymphomes malins chez les femelles, avec une incidence de 19 sur 49 et de 5 sur 47 respectivement. Toutefois, les taux d'incidence correspondent aux taux observés chez les groupes témoins historiques non exposés, et ne peuvent donc être déclarés comme étant attribuables à la substance testée (NTP, 1986).

Le potentiel de génotoxicité des carburants aviation a été testé dans divers essais in vivo et in vitro. Les essais sur la génotoxicité de l'essence aviation (n° CAS 64741-87-3) ont donné des résultats négatifs. Dans le cadre d'un essai d'aberration chromosomique in vivo, des rats SD mâles et femelles ont été exposés par inhalation à des doses maximales de 5 443 mg/m³, six heures par jour pendant 5 jours. On n'a observé aucune aberration chromosomique dans la moelle osseuse (API, 1986^e). Un essai in vitro n'a induit aucun lymphome chez des souris exposées, avec ou sans activation métabolique de la substance d'essai (API, 1985c).

La génotoxicité de kérosène et des carburéacteurs a également fait l'objet de quelques essais. Un essai sur le combustible Jet-A a donné des résultats positifs pour ce qui est des aberrations chromosomiques chez des rats; deux autres essais in vivo d'induction de micronoyaux chez des souris ont eu des résultats variables, positifs dans un cas et négatifs dans l'autre (API, 1979c; Conaway et al., 1984; Vijayalaxmi et al., 2004, 2006). Un essai in vitro a entraîné la formation de lymphomes chez des souris après activation de la fraction S9 (Conaway et al., 1984). Des essais in vivo sur le kérosène ont donné des résultats variables pour ce qui est des échanges de chromatides sœurs (API, 1988), mais les essais cytogénétiques sur la moelle osseuse chez des rats se sont révélés négatifs (API, 1977, 1979c, 1984, 1985c). Eu égard au kérosène, le test d'Ames modifié et l'essai sur lymphome de la souris in vitro ont également produit des résultats variables (API, 1977, 1979c, 1985d; Blackburn et al., 1986; CONCAWE, 1991). Des essais sur le JP-8 (induction de micronoyaux in vivo ont aussi donné des résultats variables : ils sont positifs dans le sang périphérique des souris, mais négatifs dans la moelle osseuse et le sang périphérique des souris (Vijayalaxmi et al., 2004, 2006). Des essais in vitro sur les combustibles JP-8 et JP-8+100 (induction de ruptures de brins d'ADN et lésions) ont donné des résultats positifs (Grant et al., 2001; Jackman et al., 2002). Les résultats pour le JP-5 sont négatifs au test d'Ames et aux essais sur lymphome de la souris, avec ou sans activation, mais on a relevé des dommages à l'ADM des cellules sanguines (NTP, 1986; Jackman et al., 2002).

Plusieurs études d'épidémiologie professionnelle de l'exposition aux carburéacteurs ont été menées. Une étude transversale menée auprès de 63 employées de la US Air Force a révélé que les femmes exposées à de fortes concentrations dans l'air respirable d'hydrocarbures aliphatiques de JP-8 (moyenne de 280 ppb d'hexane à un décane) présentaient une baisse significative des niveaux d'hormones lutéinisantes dans l'urine (p = 0,007), révélatrice d'un lien entre l'exposition au carburéacteur et de probables effets nocifs sur la reproduction. De plus, on a noté une tendance à la baisse des hormones lutéinisantes dans l'urine (p = 0,01) et de prégnanediol-3-glucuronide (p = 0,08) à la phase moyenne lutéale dans le groupe exposé aux plus fortes concentrations dans l'air respirable (moyenne = 74 ppb) de BTEX (Reutman et al., 2002). Une étude cas-témoin auprès de 3 726 hommes atteints de cancer a révélé un risque en excès (ratio d'incidence) du cancer du rein chez les travailleurs exposés de façon importante à l'essence aviation ou au carburéacteur de 3,9 et 3,4 (intervalle de confiance de 90 % de 1,7 à 8,8 et de 1,5 à 7,6) respectivement (Siemiatycki et al., 1987). Cette étude ne permet toutefois pas d'établir un lien de cause à effet non équivoque puisque les travailleurs étaient souvent exposés à d'autres substances, et que les niveaux d'exposition absolus ne sont pas connus. Récemment, on a attribué au JP-8 des effets sur le système immunitaire à des niveaux d'exposition professionnelle par inhalation inférieurs à 50 mg/m³, y compris l'augmentation instantanée des neutrophiles et des éosinophiles, ainsi que la baisse du nombre total de leucocytes dans le sang périphérique (Harris, 2011). D'autres études ont révélé que l'exposition au carburéacteur peut avoir des effets nocifs sur les fonctions neurologiques, dont les fonctions d'apprentissage associé, la vitesse sensorimotrice et les fonctions de haut niveau régies par le tronc cérébral (Knave et al., 1978, 1979; Odkvist et al., 1987; Ritchie et al., 2001a).

La teneur en benzène, un composant de risque élevé, dans les carburants aviation est inférieure à 0,02 % (poids/poids [p/p]) mais, en raison de sa forte volatilité, le benzène peut représenter jusqu'à 3 % des vapeurs de carburant aviation (déterminé à l'aide de la technique de tête pour des échantillons de carburant diesel). Santé Canada, en vertu de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999), a évalué le benzène (Canada, 1993); il a été déterminé comme un cancérogène et a été inscrit sur la Liste des substances toxiques de l'annexe 1 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999).  De la même manière, le CIRC classe le benzène comme un cancérogène du groupe 1 (cancérogène pour l'homme) (CIRC 1987, 2004, 2007). Des estimations du potentiel cancérogène lié à l'exposition par inhalation au benzène ont déjà été publiées par le gouvernement du Canada. La concentration tumorigène de 5 % (CT05) pour le benzène a été établie à 14,7 × 10³ μg/m³ (Canada, 1993a) à partir de l'enquête épidémiologique de Rinsky et al., 1987). La CT05 se définit comme la concentration atmosphérique d'une substance, associée à une augmentation de 5 % de l'incidence des tumeurs ou de la mortalité due à des tumeurs (Santé Canada, 1996). Les valeurs de référence pour le benzène provenant d'autres organismes internationaux (USEPA, 2000; OMS, 2000) sont semblables à la CT05 utilisée ci-dessous pour la caractérisation des risques pour la santé humaine.

Pour ce qui est des effets d'une exposition à court terme par inhalation de benzène, Santé Canada a recensé une autre étude critique sur des animaux et une concentration d'effet de 32 mg/m³, d'après les effets immunologiques chez les souris après une exposition de six heures par jour pendant six jours (Rozen et al., 1984). Le Rapport d'évaluation pour le benzène de la Liste des substances d'intérêt prioritaire résume les études de Rinsky et al. (1987) et de Rozen et al. (1984) (Canada, 1993).

10.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Une attention prioritaire a été accordée à la prise de mesures à l'égard des carburants aviation durant la catégorisation visant la Liste intérieure des substances (LIS), car on estime qu'ils présentent le plus fort risque d'exposition ou un risque d'exposition intermédiaire pour les particuliers au Canada et que leur risque pour la santé humaine est élevé. Un effet critique pour la catégorisation initiale des carburants aviation était la cancérogénicité, en se fondant principalement sur les classifications par des organismes internationaux. Les carburants aviation appartiennent au groupe 2 (substance pouvant causer le cancer) selon la Commission européenne (Commission européenne, 2004; ESIS, c1995-2012).

L'exposition aux vapeurs de carburant aviation peut survenir à proximité des aéroports et des installations de stockage de carburant. La caractérisation du risque associé à une exposition par inhalation à court terme dans les aéroports a nécessité la prise en compte de données des effets sur la santé de la fraction volatile des carburants aviation et du benzène, un composant très dangereux. Les expositions par inhalation à long terme à proximité des aéroports et des installations de stockage en vrac nécessitent la prise en compte des données relatives aux effets sur la santé pour le benzène.

10.3.1 Exposition à court terme dans les aéroports canadiens

Le scénario d'une personne présente pendant quatre heures à un important aéroport et se trouvant à 300 m de la source d'émissions par évaporation de carburant aviation a été pris en compte. On n'a répertorié aucune donnée de surveillance canadienne récente qui aurait permis de caractériser les risques associés à de telles expositions potentielles. À partir d'une modélisation de la dispersion et de la concentration dans l'air des émissions par évaporation estimées pour le carburéacteur à l'un des principaux aéroports canadiens, la limite supérieure après 24 heures pour les composés organiques volatils totaux a été estimée à 14,8 µg/m³ à 300 m de la source de rejet. Si on compare cette estimation à la dose sans effet cancérigène à court terme de 45 mg/m³ établie chez les souris (résultant en un encombrement généralisé de l'épithélium bronchiolaire après un protocole d'exposition au carburéacteur de 1 h par jour pendant 7 jours) (Herrin et al., 2006) la marge d'exposition (ME) est établie à 3 000. Si on compare le niveau d'exposition au benzène de 0,14 à 0,44 µg/m³ à 300 m (le benzène représentant de 0,92 à 3 % du niveau estimé de composés organiques volatils totaux), avec la dose sans effet cancérigène à court terme de 32 mg/m³ pour le benzène (d'après les effets immunologiques chez des souris mâles soumises à un protocole d'exposition de 6 heures par jour pendant 6 jours) (Rozen et al., 1984), la marge d'exposition s'étend de 73 000 à 228 000 environ. Ces marges d'exposition sont jugées pertinentes pour élucider certaines incertitudes concernant l'exposition et les effets sur la santé.

10.3.2 Exposition à long terme à proximité des aéroports ou des installations de stockage en vrac

10.3.2.1 Aéroports

La modélisation de la dispersion atmosphérique des quantités minimales et maximales quotidiennes de composés organiques volatils (90 et 180 kg, respectivement) découlant du stockage et de la manutention du carburéacteur Jet A-1 à l'un des principaux aéroports canadiens indique, qu'à 3 000 m du point de rejet, la concentration annuelle moyenne dans l'air de ces composés organiques volatils serait 4,7 et 9,4 µg/m³, respectivement. L'exposition au benzène en tant que proportion (0,92 à 3 %) des composés organiques volatils totaux serait de 0,04 à 0,14 µg/m³ (estimation minimale des rejets) et 0,09 à 0,28 µg/m³ (estimation maximale des rejets).

Afin de caractériser les risques découlant des expositions potentielles à long terme à ces émissions par évaporation, la concentration annuelle estimée de la limite supérieure du benzène (0,28 µg/m³) a été comparée à son pouvoir cancérogène (14,7 × 10³ µg/m³). La marge d'exposition résultante à 3 000 d'un aéroport est d'environ 52 500. Cette marge est jugée suffisante pour tenir compte des incertitudes concernant les effets sur la santé et l'exposition.

10.3.2.2 Installations de stockage en vrac

Il existe un potentiel d'exposition par inhalation aux émissions par évaporation du carburant aviation dans les environs des installations de stockage en vrac. Afin de caractériser les risques découlant des expositions potentielles à long terme de ces émissions, la concentration annuelle estimée de la limite supérieure du benzène (0,91 µg/m³) a été comparée à son pouvoir cancérogène (14,7 × 10³ µg/m³). La marge d'exposition résultante à 300 m d'une installation de stockage en vrac avec deux réservoirs de stockage contenant du carburant aviation est d'environ 16 000. Cette marge est jugée suffisante pour tenir compte des incertitudes concernant les effets sur la santé et l'exposition.

10.4 Incertitudes de l'évaluation des risques pour la santé humaine

Des incertitudes subsistent dans les estimations de la quantité quotidienne totale des composés organiques volatils s'échappant du carburéacteur Jet A-1 à l'un des principaux aéroports canadiens, dans la modélisation de ces dispersions, de même que dans la proportion de benzène présente dans la fraction volatile des carburants aviation. Par conséquent, on ne peut établir avec certitude les marges d'exposition à court et à long terme. Il serait utile de disposer de données de surveillance sur la quantité et la composition des émissions provenant des dispositifs d'aération des réservoirs carburant en bout d'aile des aéronefs, au régime de ralenti et pendant le ravitaillement, pour estimer les niveaux d'exposition à proximité des aires d'embarquement.

Des variables intrinsèques influencent probablement les niveaux réels d'exposition à la fraction volatile des carburants aviation entreposés aux installations de stockage en vrac, y compris la taille, le nombre et l'état des réservoirs, de même que les débits de carburant, ainsi que la présence, l'importance et la durée des vents dominants. Ces variables ne sont pas identiques dans les sites d'entreposage, et les écarts de ces variables ne sont pas pris en compte dans l'estimation de l'exposition.

Pour les scénarios tenant compte du fait d'habiter à proximité des installations de stockage en vrac ou des aéroports, il existe des incertitudes dans la caractérisation du risque d'exposition à long terme, en raison de l'hypothèse selon laquelle l'exposition par inhalation se produit de façon continue. En outre, la présence d'un plus grand nombre de réservoirs de stockage de carburant ou d'une augmentation du débit dans une région définie ferait augmenter les estimations de l'exposition.

Comme les carburants aviation sont des UVCB, leur composition est définie de façon générale; or, les échantillons des substances étiquetés avec le même n° CAS peuvent varier quant au nombre, à l'identité et à la proportion des composés, selon les matières de base, les conditions d'exploitation et les unités de traitement utilisées pour produire le carburant final. Par conséquent, il est difficile d'obtenir un ensemble de données toxicologiques vraiment représentatif puisque la toxicité peut varier d'un lot à l'autre et entre chaque n° CAS. Pour ces raisons, toutes les données liées aux effets sur la santé disponibles sur les carburants aviation et les substances connexes ont été prises en compte.

L'incertitude découle également du fait que certains détails sur les animaux de laboratoire (p. ex. poids corporel) ou la substance d'essai (p. ex. densité) ne sont pas toujours mentionnés dans les études liées aux effets sur la santé, forçant ainsi l'utilisation de données normalisées. Ces paramètres peuvent ne pas être représentatifs des caractéristiques physiques des animaux de laboratoire ou des substances utilisées dans ces études.

Les incertitudes dans les estimations de l'exposition et dans la base de données sur les effets sur la santé sont liées à l'utilisation de benzène comme un seul élément pour caractériser le risque pour la population générale. Une grande variété de composants chimiques, dont les propriétés physiques et chimiques peuvent changer en fonction des effets découlant du mélange, sont présents dans les carburants aviation UVCB. La caractérisation du risque sur la base d'une seule substance très dangereuse peut avoir une action protectrice contre des risques possibles posés par d'autres composés, mais ne peuvent pas prendre en compte les effets des mélanges de substances comportant des toxicités et des dangers différents (p. ex., l'influence sur la pharmacocinétique de l'exposition simultanée à plusieurs composantes et les propriétés pharmacodynamiques d'un seul composé).

La détermination des effets sur la santé des additifs individuels se trouvait en dehors de la portée de la présente évaluation.

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11. Conclusion

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, le risque associé à ces substances est faible pour les organismes et l'intégrité globale de l'environnement. Il est conclu que le carburéacteur (n° CAS 64741-86-2) et les essences aviation (n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5) ne répondent pas aux critères des alinéas 64(a) ou (b) de la LCPE 1999, puisqu'ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité, à une 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.

Les marges d'exposition entre les estimations de la limite supérieure d'exposition aux émissions par évaporation du carburant aviation et les concentrations associées à un effet critique chez les animaux de laboratoire sont considérées comme adéquates pour tenir compte des incertitudes relativement aux effets sur la santé et l'exposition concernant les effets potentiels non cancérogènes. Les marges d'exposition entre les estimations de la limite supérieure d'exposition au benzène, un composant très dangereux des carburants aviation, et les estimations du potentiel cancérogène sont considérées comme adéquates pour tenir compte des incertitudes liées aux effets sur la santé et l'exposition concernant les effets cancérogènes liés à des expositions à long terme. Par conséquent, on conclut que le carburéacteur (n° CAS 64741-86-2) et les essences aviation (n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5) ne répondent pas au critère de l'alinéa 64c) de la LCPE (1999), puisqu'ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité, à une concentration ou dans des conditions qui constituent ou peuvent constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

On conclut donc que le carburéacteur (n° CAS 64741-86-2) et les essences aviation (n^os CAS 64741-87-3 et 68527-27-5) ne répondent à aucun des critères énoncés dans l'article 64 de la LCPE (1999).

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Annexes

• Annexe A : Groupes de substances pétrolières
• Annexe B : Propriétés chimiques et physiques des structures représentatives pour les carburants aviation
• Annexe C : Renseignements sur la production et le transport
• Annexe D : Persistance et bioaccumulation
• Annexe E : Effets écologiques
• Annexe F : Données modélisées sur l'estimation de l'exposition
• Annexe G : Résumé des effets des carburants aviation sur la santé