Évaluation préalable finale Approche pour le secteur pétrolier

Fuel-oil n° 4
Fuel-oil, n° 6
Fuel-oil résiduel
[Carburants]

Numéros de registre du Chemical Abstracts Service
68476-31-3
68553-00-4
68476-33-5

Environnement Canada
Santé Canada
Avril 2014

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Table des matières

• Sommaire
• 1. Introduction
  • 1.1 Groupes de substances pétrolières
• 2. Identité des substances
• 3. Propriétés physiques et chimiques
• 4. Sources
• 5. Utilisations
• 6. Rejets dans l’environnement
  • 6.1 Estimation des rejets
• 7. Devenir dans l’environnement
  • 7.1 Études expérimentales
  • 7.2 Estimation du devenir à partir des propriétés physiques et chimiques
• 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 sur l'environnement
  • 9.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement
  • 9.3 Caractérisation des risques pour l'environnement
  • 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 procédé à une évaluation préalable des mazouts lourds suivants :

Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l’égard du fuel-oil n° 4 et du fuel-oil n° 6 durant la catégorisation visant la LI, 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. Ces substances répondent aussi aux critères environnementaux de catégorisation relatifs à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. On considère que le fuel-oil résiduel présente un risque élevé pour la santé humaine, mais un faible risque d'exposition; il a été inclus dans la présente évaluation, car sa composition et ses propriétés sont semblables à celles du fuel-oil n° 4 et du fuel-oil n° 6. Ces substances ont été incluses dans l’Approche pour le secteur pétrolier puisqu’elles sont liées à ce secteur et sont considérées comme des substances de composition inconnue ou variable, des produits de réactions complexes ou des matières biologiques (UVCB).

Ces substances sont transportées en grande quantité, soit par pipeline, navire, train ou camion, à partir des raffineries et des usines de valorisation vers d'autres utilisateurs finaux industriels, tels que les usines de pâte et les grandes installations de production d'énergie électrique. Par conséquent, on s'attend à ce que des rejets dans l'environnement se produisent.

Une analyse des données des déversements canadiens de fuel-oil a été réalisée pour les années 2000 à 2009. Les résultats révèlent qu’il y a en moyenne moins de un déversement qui soit de taille suffisante pour être considéré nocif pour les organismes aquatiques (poisson, invertébrés, algue) dans les eaux marines aux environs des quais de chargement ou de déchargement.

Alors que les rejets de fuel-oil n° 4, de fuel-oil n° 6 et de fueloil résiduel ont le potentiel d’entraîner des effets néfastes sur les oiseaux aquatiques, en raison de la fréquence relativement faible de déversements pendant le transport, ceux-ci ne devraient pas nuire aux oiseaux.

Compte tenu de tous les éléments de preuve contenus dans la présente évaluation préalable, les substances présentent un faible risque d’effets nocifs sur les organismes et sur l’intégrité globale de l’environnement. On conclut que le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel (n^os CAS 68476-31-3, 68553-00-4 et 68476-33-5) ne satisfont pas aux critères des alinéas 64a) ou 64b) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) [LCPE (1999)], car ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

D’après les classifications établies par des organismes internationaux, la cancérogénicité constituait un effet critique sur la santé pour la catégorisation initiale de ces substances. Des études de badigeonnage de fuel-oil n° 4, de fuel-oil résiduel et de mazouts lourds connexes sur la peau d'animaux de laboratoire ont révélé la formation de tumeurs cutanées après des expositions chroniques par voie cutanée. Des études limitées sur la génotoxicité in vitro se sont avérées négatives pour le fuel-oil n° 4 et le fuel-oil n° 6, bien que d'autres mazouts lourds aient démontré des effets génotoxiques. Des études sur l'exposition cutanée à des mazouts lourds connexes, menées sur des animaux de laboratoire, ont indiqué des effets sur la reproduction et le développement.

L'exposition potentielle de la population générale au fuel-oil n° 4, au fuel-oil n° 6 et au fuel-oil résiduel a été évaluée. L'utilisation résidentielle de ces carburants étant limitée et leur accès restreint, la population générale ne devrait pas y être exposée. Le risque pour la santé humaine est donc considéré comme faible. En conséquence, on conclut que le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel (n^os CAS 68476-31-3, 68553-00-4 et 68476-33-5) ne satisfont pas aux critères de l'alinéa 64(c) de la LCPE (1999), puisqu’ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

On conclut donc que le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel (n^os CAS 68476-31-3, 68553-00-4 et 68476-33-5 respectivement) ne satisfont à aucun des critères énoncés à l'article 64 de la Loi canadienne sur la protection de l’environnement (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 la catégorisation énoncés dans la Loi afin de déterminer si elles présentent ou sont susceptibles de présenter un risque pour l’environnement ou la santé humaine.

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

• 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 relatifs au 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 jugées hautement prioritaires. Ces substances sont principalement liées au secteur pétrolier et sont considérées comme des substances de composition inconnue ou variable, des produits de réaction complexes ou des matières biologiques (UVCB).

Les évaluations préalables effectuées aux termes de la LCPE (1999) mettent l'accent sur les renseignements jugés essentiels pour déterminer si une substance répond aux critères de toxicité des substances chimiques au sens de l'article 64 de la Loi. Les évaluations préalables visent à étudier 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 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 une des cinq catégories (ou « classe »), selon sa production et son utilisation au Canada :

• Groupe 0 : Les substances qui ne sont pas produites par le secteur pétrolier et/ou qui ne sont pas commercialisées.
• Groupe 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]}.
• Groupe 2 : Les substances restreintes aux industries, soit des substances qui peuvent quitter une installation du secteur pétrolier et être transportées dans d'autres installations industrielles (pour être utilisées, par exemple, comme matières premières, carburant ou substances de base), mais qui ne se retrouvent pas sur le marché public dans leur forme originale.
• Groupe 3 : Les substances principalement utilisées comme carburant par les industries et les consommateurs.
• Groupe 4 : Les substances qui peuvent être présentes dans les produits offerts aux consommateurs.

Une analyse des données disponibles a permis de déterminer que 13 substances pétrolières sont des carburants en vertu du groupe 3, comme cela est décrit ci-dessus. Ces substances ont été regroupées selon le type de carburant : essence, carburant diesel, fuel-oil no 2, fuel-oil no 4, fuel-oil no 6, fuel-oil résiduel et carburants aviation. Les carburants du groupe 3 se trouvent dans trois des neuf groupes de substances : mazouts lourds, gazoles et naphtes à faible point d’ébullition. Les fuel-oils faisant l'objet cette évaluation sont des mazouts lourds.

Sept mazouts lourds restreints aux installations de production et faisant partie du groupe 1 de l'ASP (Environnement Canada, Santé Canada, 2011) ont déjà été évalués, tout comme cinq mazouts lourds restreints aux industries et faisant partie du groupe 2 (Environnement Canada, Santé Canada, 2013).

La présente évaluation préalable porte sur trois mazouts lourds, dont les numéros de registre du Chemical Abstracts Service (n^os CAS) sont 68476-31-3 (fuel-oil n° 4), 68553-00-4 (fuel-oil n° 6) et 68476-33-5 (fuel-oil résiduel). Le fuel-oil n° 4 et le fuel-oil n° 6 ont été désignés comme présentant le PFRE ou un REI au cours du processus de catégorisation, et on a estimé qu'elles présentent un risque élevé pour la santé humaine. Ces substances répondaient également aux critères de catégorisation écologique relatifs à la persistance ou au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques. On a déterminé que le fuel-oil résiduel présente un risque élevé pour la santé humaine, mais un risque faible d'exposition au cours de l'exercice de catégorisation. La catégorisation écologique relative à la persistance, au potentiel de bioaccumulation et à la toxicité intrinsèque pour les organismes aquatiques a donné un résultat incertain. Toutefois, le fuel-oil résiduel a été inclus dans la présente évaluation, car sa composition et ses propriétés sont semblables à celles du fuel-oil n° 4 et du fuel-oil n° 6.

La présente évaluation préalable prend en considération les renseignements sur les propriétés chimiques, les utilisations, l'exposition et les effets. Les données en rapport avec l'évaluation préalable de ces substances proviennent de publications originales, de documents de synthèse et d'évaluation, de rapports de recherche de parties intéressées et d'autres documents consultés lors de recherches documentaires menées récemment, soit jusqu'en février 2011 pour la section traitant de l’environnement 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; des résultats de modélisation ont servi à formuler les conclusions proposées.

La caractérisation des risques pour l'environnement suppose la prise en compte de données concernant le comportement environnemental, la persistance, la bioaccumulation et la toxicité, laquelle est conjuguée à une estimation de l'exposition des organismes non humains pouvant être touchés par d'importantes sources de rejets dans l'environnement. Afin de prédire le comportement global dans l'environnement et les propriétés de substances complexes comme les mazouts lourds, des structures représentatives ont été choisies pour chaque classe chimique présente dans ces substances. Les conclusions concernant les risques pour l'environnement étaient fondées en partie sur une estimation des concentrations dans l'environnement attribuables aux rejets ainsi que sur la possibilité d'effets néfastes sur les organismes non humains à ces concentrations. De plus, d'autres sources de données sur le risque environnemental sont prises en considération, notamment le devenir et la présence spatio-temporelle dans l'environnement, ainsi que les propriétés dangereuses des substances. La partie de l'évaluation préalable portant sur l'écologie résume les données les plus pertinentes sur le comportement dans l'environnement et les effets environnementaux, mais elle ne constitue pas un examen exhaustif ou critique de toutes les données disponibles. Des modèles environnementaux et des comparaisons avec des substances pétrolières semblables ont aidé à l'évaluation.

L'évaluation des risques pour la santé humaine suppose la prise en compte des données utiles à l'évaluation de l'exposition de la population dans son ensemble et de l'information relative aux effets sur la santé. Les effets sur la santé ont été analysés à partir de données toxicologiques regroupées sur les mazouts lourds et les substances connexes, ainsi que sur les composants très dangereux que l'on sait présents dans les carburants. 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 qui appuient la conclusion proposée.

La présente évaluation préalable a été préparée par le personnel du Programme des substances existantes de Santé Canada et d’Environnement Canada et elle intègre les résultats d’autres programmes exécutés par ces ministères. Les parties de la présente évaluation préalable qui portent sur la santé humaine et l'écologie ont fait l'objet d'une étude consignée par des pairs ou d'une consultation de ces derniers. Des commentaires sur les portions techniques concernant la santé humaine ont été reçus d'experts scientifiques désignés et dirigés par Toxicology Excellence for Risk Assessment (TERA), notamment Bob Benson, Ph. D. (Environmental Protection Agency des États-Unis), Michael Jayjock, Ph. D. (The Lifeline Group), Mark Whitten, Ph. D. (professeur [retraité] en pédiatrie, College of Medicine de l'Université de l'Arizona) et Errol Zeiger, Ph. D. (Errol Zeiger Consulting). Bien que les commentaires de l'extérieur aient été pris en considération, Santé Canada et Environnement Canada demeurent seuls responsables du contenu final et des résultats de l’évaluation préalable.

Les données et considérations essentielles sur lesquelles repose la présente évaluation sont résumées ci-après.

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2. Identité des substances

Selon la définition liée aux propriétés physiques et chimiques, les mazouts lourds comprennent le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 5 et le fuel-oil n° 6 (le fuel-oil n° 6 est communément appelé mazout C, combustible de soute C ou simplement fuel de soute) [Statistique Canada, 2007]. Le fuel-oil résiduel est une classification générale pour les pétroles lourds qui demeurent après que le fuel-oil domestique et les hydrocarbures plus légers ont été distillés en raffinerie puis mélangés. Le fuel-oil n° 5 et le fuel-oil n° 6 (et parfois le fuel-oil n° 4) peuvent être désignés par fuel-oils résiduels ou mazouts lourds. Cependant, la Liste intérieure des substances (LIS) utilise « fuel-oil résiduel » pour renvoyer au n° CAS 68476-33-5 (également appelé fuel-oil n° 5 par l'industrie et les utilisateurs). Ainsi, l'identité, la description et la composition vraisemblable des trois n^os CAS faisant l'objet de la présente évaluation peuvent être ambiguës en raison de la désignation générique et non uniforme. Afin d’éviter toute confusion, le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel seront collectivement appelés « mazouts lourds » dans le présent rapport.

Le fuel-oil n° 4 (n° CAS 68476-31-3) est un fuel-oil résiduel obtenu par l'ajout d'essences de base aux résidus de distillation afin d'obtenir les spécifications en matière de viscosité établies par l'American Society for Testing and Materials (ASTM) [ATSDR, 1995]. Il est créé par un mélange de distillats, comme le fuel-oil n° 2, et de fuel-oil résiduel ou de fuel-oil n° 6 (HESS, 2006a; communication personnelle, conversation téléphonique du 28 mai 2010, entre Shell Canada et la Division du pétrole, du gaz et de l'énergie de remplacement d'Environnement Canada; source non citée).

Le fuel-oil n° 6 ou combustible de soute C (n° CAS 68553-00-4) est un type particulier de fuel-oil résiduel, c'est-à-dire une combinaison complexe de composants ayant une masse moléculaire élevée et une plage d'ébullition comprise entre 160 et 723 °C (API, 2004). Ce carburant compte habituellement de 20 à 50 atomes de carbone et il est surtout composé d’hydrocarbures aliphatiques, aromatiques et cycloalcanes. Ils contiennent également quelques asphaltènes et de plus petites quantités de composés hétérocycliques, notamment du soufre, de l'azote ou de l'oxygène (CONCAWE, 1998). Le fuel-oil n° 6 est produit en mélangeant des hydrocarbures résiduels et des combustibles plus légers ou des carburants diesel dans divers rapports afin d'obtenir un carburant d'une viscosité répondant aux besoins de l'utilisateur (Wang et al., 1999).

Le fuel-oil résiduel (n° CAS 68476-33-5) est une combinaison complexe d'hydrocarbures pétroliers qui provient de divers circuits de raffinerie et qui varie selon la source de pétrole brut (CONCAWE, 1998). Bien que certaines raffineries nomment cette substance fuel-oil n° 5 (Hess, 2006b), d'autres l'appellent fuel-oil n° 6, mais indiquent dans les renseignements sur sa composition qu'elle contient 100 % de fuel-oil résiduel (ce qui peut correspondre au n° CAS 68476-33-5 ou bien faire référence à la composition générale en tant que fuel-oil résiduel) [NOVA Chemicals, 2013]. Dans le contexte du présent rapport, le fuel-oil résiduel (n° CAS 68476-33-5) sera considéré comme étant le même que le fuel-oil n° 5. En règle générale, le fuel-oil n° 5 est préparé en combinant de 20 à 25 % de fuel-oil n° 2 et de 75 à 80 % de fuel-oil n° 6 (Irwin et al., 1997).

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.

Parmi les trois mazouts lourds pris en compte dans la présente évaluation préalable, le fuel-oil n° 6 est le plus facilement accessible au Canada (Statistique Canada, 2010). Le fuel-oil n° 4 n'est pas habituellement produit en grande quantité par les raffineries, et l'industrie a confirmé qu'il s'agissait d'un produit fabriqué sur demande. De même, il existe peu de renseignements sur la production et le transport du fuel-oil résiduel.

Le tableau 2-1 présente une caractérisation générale des hydrocarbures liée aux mazouts lourds. Il existe relativement peu de données sur la caractérisation du fuel-oil n° 4 et du fuel-oil résiduel.

En 2008, l'Alberta Research Council Inc. a effectué une caractérisation de trois échantillons de fuel-oil n° 6 provenant de raffineries canadiennes (Fuhr, 2008). Les données combinées sur la composition de ces échantillons sont présentées dans le tableau 2-2.

Comme prévu, les échantillons de fuel-oil n° 6 étaient principalement constitués d'hydrocarbures aromatiques et la concentration en hydrocarbures saturés était plus faible par rapport à celui des mazouts plus légers. Les échantillons étaient aussi caractérisés par des hydrocarbures plus lourds, dont une proportion de 64 à 68 % (en poids) avait un point d'ébullition supérieur à 500 °C et une proportion de 2 à 4 % avait un point d'ébullition au-dessus de 200 °C. Ces résultats sont semblables à ceux d'une analyse des composants du fuel-oil n° 6 menée par l'ATSDR (1999).

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3. Propriétés physiques et chimiques

Le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel sont des combinaisons complexes d'hydrocarbures pétroliers qui ont diverses propriétés physiques et chimiques selon la source de pétrole brut, l'année de production et les rapports de mélange des carburants finaux (Wang et al., 1999). Le tableau 3-1 présente un résumé des propriétés physiques et chimiques de ces mazouts lourds. Les données proviennent de nombreuses sources et sont donc généralement représentatives. Comme il existe relativement peu de données décrivant les propriétés physiques et chimiques du fuel-oil n° 4 et du fuel-oil résiduel, on estime que ces substances ont des propriétés intermédiaires entre le fuel-oil n° 2 et le fuel-oil n° 6 (composés de fluidification utilisés pour créer ces carburants finaux). Par conséquent, le tableau 3-1 est principalement axé sur le fuel-oil n° 6.

La solubilité de tous les mazouts lourds dans l’eau est faible et les estimations de coefficient de partage octanol–eau varient considérablement, ce qui est probablement attribuable à la nature complexe et variable de ces mélanges.

Le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel ont une faible densité API (American Petroleum Institute), de sorte que leur densité (0,95 à supérieur(e) à 1,03) peut être inférieure ou égale à celle de l’eau douce (1,00) [NOAA, 2010]. Le point d’écoulement d'un produit pétrolier est la température en dessous de laquelle le produit ne s'écoule pas librement en raison de la cristallisation de certains composants (Ford, 1970). Avec un point d’écoulement de -2 à 15 °C, les déversements de ces mazouts lourds dans les eaux dont la température est inférieure à 15 °C sont susceptibles de donner lieu à la formation d'un semi­solide qui pourrait ne pas se disperser très rapidement. Par conséquent, dans l'eau, ces mazouts lourds peuvent couler, flotter ou avoir une flottabilité neutre en fonction des caractéristiques du milieu (la température et la salinité de l'eau) et des propriétés du pétrole [NOAA, 2010].

Afin de prédire le comportement et le devenir dans l'environnement d'un produit pétrolier complexe comme ces mazouts lourds, des structures représentatives ont été sélectionnées à partir de chaque classe chimique qui se trouve dans les substances. À partir de la base de données du système PETROTOX (2009), 45 structures ont été choisies en fonction des plages de températures d'ébullition de chaque mazout lourd (voir le tableau B-1 à l'annexe B), de la quantité de données disponibles sur chaque structure et du milieu de la plage de températures d'ébullition des structures similaires. Étant donné que la composition de la plupart des mazouts lourds n'est pas bien établie et qu'elle est variable, la proportion des structures représentatives des substances n'a pu être prise en compte dans le choix des composants. Le choix s’est donc porté sur des structures représentatives des alcanes, des isoalcanes, des cycloalcanes monocycliques et bicycliques, des polycycloalcanes, des cycloalcanes monoaromatiques et diaromatiques et des substances aromatiques à un, deux, trois, quatre, cinq et six cycles comportant de 12 à 50 atomes de carbone (tableau B-1 à l'annexe B). Les données physico-chimiques de chaque structure représentative ont été rassemblées à partir d’ouvrages scientifiques et du groupe de modèles environnementaux de EPI Suite (2008) [tableau B-1 à l'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 mazouts lourds. 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 lorsqu'ils font partie d'un mélange (Banerjee, 1984). Ceci n'est pas reflété dans le tableau B-1.

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4. Sources

Les mazouts sont produits par des raffineries un peu partout au Canada (Statistique Canada, 2007). La production de fuel-oil n° 4, de fuel-oil n° 6 et de fuel-oil résiduel (collectivement appelés mazouts lourds par Statistique Canada) dans les raffineries canadiennes était d'environ 8 258 millions de litres en 2008 (Statistique Canada, 2009; tableau C-1a à l'annexe C). Environ 55 % de la production canadienne a été exportée (4 550 millions de litres) et 1 767 millions de litres des trois substances ont été importés (Statistique Canada, 2009; tableau C-1a à l'annexe C). Ce sont les provinces de l'Atlantique qui, collectivement, produisent la plus grande quantité de ces trois substances, soit 46 % de la production canadienne, suivies du Québec avec 32 % (Statistique Canada, 2009; tableau C-1a à l'annexe 3). Les provinces de l'Atlantique exportent également la plus grande quantité par rapport aux autres provinces (2 784 mégalitres). Environnement Canada (2008, 2009, 2010b) a compilé les données soumises par les producteurs et les importateurs de combustibles liquides au Canada en vertu des exigences du Règlement no 1 concernant les renseignements sur les combustibles. Les données concernant la production et l'importation de mazouts lourds au Canada de 2006 à 2008 sont présentées dans le tableau C-1b (annexe C). Elles montrent une augmentation globale de la production et de l'importation des mazouts lourds disponibles à la vente entre 2006 et 2007, suivie d'un déclin en 2008 (tableau C-1b à l'annexe C). Les écarts entre les données d'Environnement Canada et de Statistique Canada peuvent découler des différences dans les approches utilisées pour déterminer les volumes (Environnement Canada, 2010). Par exemple, les volumes déclarés à Environnement Canada reflètent principalement la production à diverses raffineries, tandis que Statistique Canada tient compte des stocks d'ouverture et de clôture ainsi que des transferts inter-produits (Environnement Canada, 2010).

Les terminaux pétroliers reçoivent les produits pétroliers, notamment les mazouts lourds, qu'ils stockent dans des réservoirs pour les clients. Au nombre de ces clients, mentionnons les distributeurs en gros et les dépôts de stockage. Les mazouts lourds sont transportés vers les installations des clients par camion-citerne. Il existe entre 86 et 98 terminaux pétroliers au Canada. Par contre, ce ne sont pas tous ces terminaux qui stockent du mazout, par exemple les terminaux de l’ouest du Canada en stockent très peu, voire pas du tout. Le volume maximal des réservoirs individuels à ces terminaux serait de l'ordre de 20 à 30 millions de litres. Aucune donnée n'a été répertoriée sur le nombre de terminaux qui stockent des mazouts lourds ni sur le volume stocké (Cheminfo, 2009).

Dans l'ensemble, la production de fuel-oil n° 4, de fuel-oil n° 6 et de fuel-oil résiduel par les raffineries en 2008 semble avoir diminué par rapport à 2004, d'après les statistiques sur la production et le mouvement (Statistique Canada, 2005 à 2009; tableau C-1c à l'annexe C). Cette diminution est probablement attribuable à l'utilisation accrue d'autres sources d'énergie, comme le gaz naturel, et à la réduction de la consommation d'énergie par l'ensemble des utilisateurs des mazouts lourds (Statistique Canada, 2007; Little et al., 2003).

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5. Utilisations

Le fuel-oil n° 6 (combustible de soute C) est aussi utilisé pour la production d'électricité et de vapeur par les services publics et l’industrie, ainsi que dans d'autres applications de production d'énergie. De plus, il est utilisé pour le chauffage de l'eau et des locaux, dans les équipements de pompage de pipeline et de compression de gaz ainsi que comme bitume routier (ATSDR, 1995; Cheminfo, 2009). En règle générale, le fuel-oil n° 6 doit être chauffé afin de demeurer suffisamment fluide pour permettre son utilisation.

Le fuel-oil résiduel est semblable au fuel-oil n° 6 (quoiqu’un peu plus léger) et ses utilisations devraient donc être similaires. Il peut être utilisé dans les appareils de chauffage et les chaudières des centrales électriques, les centrales électriques industrielles et pour les opérations métallurgiques (Irwin et al., 1997).

Quant au fuel-oil n° 4, il est utilisé dans les installations industrielles et les brûleurs commerciaux sans dispositif de préchauffage (Statistique Canada, 2007), ainsi que dans les navires de petite ou de moyenne taille comme « carburant diesel marin » (comme le fuel-oil n° 4). Lorsque la température est extrêmement froide, il n'a pas besoin d'être préchauffé pour être manipulé, car sa plage de viscosité lui permet d'être pompé et atomisé à des températures de stockage relativement basses (CONCAWE, 1998).

L'utilisation de ces trois substances au Canada varie; elle se situait entre 6 711 millions de litres en 2006 et 7 567 millions de litres en 2007 et s'élevait à 6 632 millions de litres en 2008 (tableau C-1b à l'annexe C). Il y a eu un déclin global de l'utilisation en Ontario et une augmentation au Québec et dans l'ouest du Canada (tableau C-1b à l'annexe C). Près de 1 100 millions de litres ont été ajoutés aux stocks des services publics et de l'industrie, ce qui indique que du mazout lourd est stocké au Canada (Statistique Canada, 2010).

Environ 60 % de la consommation de fuel-oil n° 4, de fuel-oil résiduel et de fuel-oil n° 6 (plus de 4 200 millions de litres) sert à la production d'énergie (Statistique Canada, 2010; tableau C-2 de l'annexe C). Les entreprises de services publics dans le Canada atlantique sont les principaux utilisateurs de mazout lourd. En 2005, près de 15 % de l'électricité dans le Canada atlantique était produite à l'aide de ce carburant (Statistique Canada, 2007). Le Québec et l'Ontario consomment également du mazout lourd pour produire de l'électricité.

Le tableau C-3 de l'annexe C présente une ventilation détaillée des utilisations par le secteur industriel. En 2008, les secteurs industriels consommant la plus grande quantité de fuel-oil n° 4, de fuel-oil n° 6 et de fuel-oil résiduel étaient le secteur manufacturier, le transport maritime ainsi que les secteurs commerciaux et institutionnels (environ 89 % de la consommation totale par les secteurs industriels). La plupart des secteurs industriels utilisent des mazouts lourds pour la production d'électricité et de chaleur.

La production d'électricité dans le transport maritime est le seul secteur ayant enregistré une augmentation de l'utilisation des mazouts lourds de 1990 à 2005 (Statistique Canada, 2007). Dans ce secteur industriel, les mazouts lourds représentent 61 % de la consommation de carburant; le diesel représente 39 % (Statistique Canada, 2007). En 2005, plus de 55 % des ventes de mazout lourd pour le secteur du transport maritime ont eu lieu en Colombie-Britannique, 23 %, au Québec, 12 %, au Canada atlantique et 10 %, en Ontario (Statistique Canada, 2007).

Le fuel-oil n° 4 a été classifié comme un formulant de la liste 2 par l'Agence de réglementation de la lutte antiparasitaire (ARLA) de Santé Canada (ARLA, 2010) et son utilisation est sujette à la directive réglementaire sur les formulants (ARLA, 2006).

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6. Rejets dans l’environnement

Le fuel-oil n° 4, du fuel-oil n° 6 et du fuel-oil résiduel peuvent être rejetés dans l'environnement en raison des activités associées à la production, au transport et à l'entreposage, à l'avitaillement en carburant et à l'utilisation commerciale.

Le fuel-oil n° 4 et le fuel-oil n° 6 sont des fractions lourdes (résidus) dans les colonnes de distillation ou des distillats dans les raffineries ou les usines de traitement. Le fuel-oil n° 4 et le fuel-oil résiduel peuvent aussi être des mélanges de ces résidus avec des distillats plus légers (CIRC, 1989a). Par conséquent, les rejets contrôlés de fuel-oil n° 4, de fuel-oil n° 6 et de fuel-oil résiduel peuvent notamment être causés par les soupapes de surpression, les vannes d'aération et par les vannes de vidange de la tuyauterie ou de l'équipement (p. ex. les réservoirs) entourant cet équipement. Dans des conditions normales d’exploitation, tout rejet de mazout lourd serait contenu dans un système fermé, en conformité avec des procédures établies et retourné à l’installation de traitement ou envoyé à une 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 de fuel-oil n° 4, de fuel-oil n° 6 et de fuel-oil résiduel peuvent se produire à des installations de production. La législation couvre les rejets de mazouts lourds 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, la question des rejets involontaires de certaines substances pétrolières dans l'eau provenant des installations est abordée dans le Règlement sur les effluents liquides des raffineries de pétrole et dans les lignes directrices 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. des lignes directrices, des pratiques exemplaires) sont également prises dans des installations du secteur pétrolier pour réduire les rejets involontaires. Les émissions de gaz d’évaporation de mazout lourd 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 s'avérer une source d'exposition importante.

Le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel peuvent être stockés en vrac avant le transport vers les quais d’exportation ou le marché. L'exposition potentielle aux rejets de mazouts lourds dans des installations de stockage en vrac est prise en compte dans la partie de la présente évaluation portant sur la santé humaine. Il existe peu de données sur la production et le transport du fuel-oil résiduel. Toutefois, le fuel-oil serait transporté et stocké de la même façon que le fuel-oil n° 4 et le fuel-oil n° 6 étant donné ses propriétés similaires.

Les mazouts lourds peuvent être transportés entre les installations, ainsi que vers les secteurs indiqués dans le tableau C-3 (annexe C). Le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel peuvent être transportés par pipeline, navire, wagon porte-rails et camion. En général, le transport est réparti en trois procédures d'exploitation : le chargement, le transport et le déchargement. Le chargement et le déchargement des mazouts lourds ont généralement lieu à des endroits où l’accès est limité au grand public, comme les terminaux vraquiers et les quais.

La manutention dans les installations pétrolières du fuel-oil n° 4, du fuel-oil n° 6 et du fuel-oil résiduel destinés au transport est réglementée à l'échelle fédérale et provinciale par des lois qui couvrent le chargement et le déchargement (SENES, 2009). Collectivement, ces lois établissent les exigences en matière de manutention 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 dans l'air de vapeurs de mazout lourd provenant des réservoirs de stockage devraient être faibles en raison de la faible volatilité des substances.

Les rejets liés au lavage ou au nettoyage des récipients de transport ne sont pas pris en considération dans la présente évaluation préalable, car les réservoirs ou les conteneurs utilisés pour le transfert de substances pétrolières sont généralement des récipients réservés à cette fin; le lavage ou le nettoyage n'est donc pas requis de manière régulière (USEPA, 2008). 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

L'utilisation du fuel-oil n° 6 en tant que dépoussiérant est approuvée au Nunavut (gouvernement du Nunavut, 2002). Toutefois, rien n'indique qu'il est utilisé au Nunavut à cette fin et l'on considère qu'il est peu probable qu'un carburant soit utilisé étant donné le coût élevé des carburants dans l'Arctique (communication personnelle, conversation téléphonique entre la Protection de l'Environnement Canada, ministère de l'Environnement du Nunavut et la Division des évaluations écologiques d'Environnement Canada, 20 novembre 2013; source non citée). Par conséquent, ce scénario de rejet n'est pas abordé davantage dans la présente évaluation.

Les mazouts lourds sont transportés par pipeline, navire, barge ou train vers des terminaux de produits raffinés. Ils sont ensuite transportés par camion-citerne vers les installations de stockage (Statistique Canada, 2007). Ils peuvent être stockés dans de grands réservoirs d’une capacité de 20 à 1 000 mégalitres (Cheminfo, 2009). Les réservoirs de stockage peuvent être situés hors sol, dans le sol, ou dans le cas de plus petits réservoirs, à l'intérieur des sous-sols ou des garages. Les rejets involontaires de ces substances vont généralement se produire dans l'air, l'eau ou le sol selon le mode de transport utilisé (navire, train, pipeline ou camion).

Les déversements ou les fuites involontaires pendant la manutention et le transport ont été pris en compte dans cette évaluation préalable quant au potentiel d'effets nocifs sur l'environnement. En raison de volatilité relativement faible des mazouts lourds, attribuable à leurs propriétés physiques et chimiques, on s’attend à une faible quantité d'émissions par évaporation liées à des déversements involontaires, comparativement aux quantités rejetées dans l’eau ou le sol.

Les rejets potentiels liés au transport de ces mazouts lourds ont été estimés au moyen de l'analyse des données historiques sur les déversements (de 2000 à 2009) tirées du Système national de renseignements sur l'application de la loi reliée à l'environnement d'Environnement Canada (Environnement Canada, 2011a). 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.

La majorité des données concernaient le combustible de soute C. Quelques rejets ont été désignés comme étant du combustible de soute sans indication quant au type de combustible de soute dont il s'agissait. On ne sait pas si les déversements de fuel-oil n° 4 ou de fuel-oil résiduel sont déclarés comme étant du combustible de soute générique ou du mazout C. Par conséquent, on a tenu pour acquis dans la présente évaluation préalable que tous les rejets déclarés comme étant du combustible de soute et du mazout C représentaient les trois substances (fuel-oil n° 4, fuel-oil n° 6 et fuel-oil résiduel), bien qu'il soit possible que les renseignements sur ces déversements concernent d'autres mazouts lourds. Les déversements très importants d'origine suspecte ont été examinés afin de s'assurer qu'ils n'étaient pas liés à des exercices d'entraînement en cas d'urgences environnementales. Un déversement dont les renseignements sont stockés dans la base de données du NEMISIS n'a pas été inclus dans l'analyse des déversements effectuée pour le présent rapport, car il s'agissait d'un déversement exceptionnellement important (734 000 litres de mazout C) survenu en Alberta en 2005. Bien qu'il soit possible qu'un déversement catastrophique similaire se produise de nouveau, il convient de noter qu'un seul déversement de cette ampleur a eu lieu sur une période de dix ans (2000 à 2009) au Canada. Les déversements pour lesquels les collisions, les conditions routières médiocres ou les conditions météorologiques défavorables ont été indiquées comme étant la source, la cause ou la raison du déversement n'ont pas été inclus dans l'estimation des rejets.

Bon nombre des rapports ne fournissaient aucune estimation du volume rejeté dans l'environnement. Afin de tenir compte de la sous-estimation des volumes totaux rejetés, les volumes totaux annuels estimés ont été extrapolés en supposant que la distribution des volumes rejetés déclarés était représentative de tous les rejets. Les résultats sont présentés au tableau C-4 (annexe C). De 2000 à 2009, le volume total extrapolé pour les 339 déversements de fuel-oil n° 6 (mazout C) dans tous les milieux (sol, eau salée et eau douce) était de 2,4 millions de litres. Le volume moyen des déversements (2000 à 2009) était de 7 072 litres (volume total extrapolé/nombre de déversements signalés).

De 2000 à 2004, il y a eu une augmentation graduelle du volume total de fuel-oil n° 6 déversé (figure C-4 à l'annexe C). Toutefois, cette tendance pourrait être attribuable à l'augmentation du signalement des déversements. Le Québec comptait le plus grand volume total de déversements de combustible de mazout C, suivi de la Nouvelle-Écosse. Le tableau C-5 (annexe C) présente les volumes rejetés par an pour chaque province.

La base de données du NEMISIS indique également le milieu concerné (air, sol, eau douce, eau salée), de sorte qu'on peut connaître la quantité moyenne des déversements dans chaque milieu (tableau C-6 à l'annexe C). De 2000 à 2009, il y a eu 131 déversements dans le sol, 55 dans l'eau douce et 108 dans les eaux marines (tableau C-6 de l'annexe C). Le nombre total de déversements indiqué au tableau C-6 (annexe C) ne correspond pas au total indiqué dans le tableau C-4 (annexe C) parce que certains des déversements ont touché plus d'un milieu, alors que pour d'autres, le milieu concerné n'a pas été indiqué dans la base de données sur les déversements (Environnement Canada, 2011a).

Une extrapolation semblable a été appliquée à chaque milieu pour tenir compte des déversements signalés sans mention du volume. La quantité moyenne estimée des rejets de ces mazouts lourds par déversement est indiquée dans le tableau 6-1 pour l'eau douce, l'eau salée et le sol. Ces valeurs étaient utilisées pour déterminer la concentration environnementale estimée (CEE) dans l'évaluation de l'exposition environnementale. La base de données ne présente aucune information indiquant si les déversements ont eu lieu pendant le chargement, le transport ou le déchargement; c'est pour cette raison que le tableau 6-1 n'en fait pas mention. Par conséquent, le volume de déversement moyen a été utilisé pour chacun des scénarios.

Dans le cas du chargement et du déchargement des navires ainsi que du transport par navire, on s'attend à un volume moyen de 13 120 litres par déversement dans les eaux marines et à un volume de 15 090 litres par déversement dans l'eau douce. Les mêmes données historiques indiquent qu'entre 2000 et 2009 la quantité moyenne des déversements dans le sol au Canada était de 4 910 litres.

La base de données du NEMISIS présente trois colonnes de données (sources, causes et raisons) pour de nombreux rejets de mazout C. Les données figurant dans ces colonnes ont été analysées pour déterminer comment et pourquoi la majorité des rejets de mazout C surviennent (tableaux C-7a – C-7c à l'annexe C).

Le plus grand déversement de fuel-oil n° 6 (mazout C) au Canada a eu lieu en 2005 près du lac Wabamun (Alberta) à la suite d’un déraillement de train qui a provoqué le rejet de 734 000 L de mazout C dans l'eau. Le retrait de ce déversement a modifié l'analyse fondée sur les volumes pour les principales sources, causes et raisons des déversements de mazout C au Canada. Les sources de la majorité des rejets de mazout C (tableau C-7a à l'annexe C) sont les autres embarcations (25 % du volume), les pipelines (20 % du volume) et les navires-citernes (19 % du volume). Les camions-citernes, les camions de transport et les autres véhicules à moteur ne représentent que 2 % du volume déversé. Par conséquent, le transport par camion n'est pas considéré comme une source importante de déversement de mazout C. En particulier, le retrait du déraillement de train de 2005 responsable du déversement dans le lac Wabamun réduit la proportion des rejets de 33 % à 2 %, et la majorité du volume déversé (60 000 litres) est liée à un seul incident.

La base de données du NEMISIS a également été analysée afin de déterminer les causes des fuites de mazout lourd (tableau C-7b à l’annexe C). Il a été établi que les fuites liées aux oléoducs dans les conduites sont à l'origine de 38 % du volume rejeté, ce qui est compatible avec le cas des combustibles de soute C, pour lesquels les pipelines constituent la source principale de rejet (tableau C-7a à l'annexe C). De même, les navires qui coulent ou qui s'échouent ont contribué respectivement à 13 % et à 6 % du volume total, ce qui correspond également au volume total élevé des déversements causés par des navires. Environ 8 % du volume déversé était lié à une cause inconnue.

Le tableau C-7c (annexe C) montre que les raisons sont inconnues pour une grande proportion des déversements (43 % en volume). La défaillance du matériel représente 16 % du volume et les erreurs humaines, 16 %. Les 25 % qui restent sont attribuables à diverses raisons.

D'après l'analyse des données disponibles, il y a eu relativement peu de déversements dans le sol liés au transport par camion (32 déversements) et encore moins pour le transport par train (11 déversements) au cours de cette période de dix ans (Environnement Canada, 2011a).

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7. Devenir dans l’environnement

Quatre processus de devenir importants interviendront lors du rejet de substances pétrolières dans l'environnement, soit la dissolution dans l'eau, la volatilisation, la biodégradation et l’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, un autre processus de devenir, la photodégradation, peut également être important.

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 composés aromatiques tendent à être plus hydrosolubles que les composés aliphatiques comportant le même nombre d'atomes de carbone, alors que les composés 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 principaux contaminants atmosphériques (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 le plus faible poids moléculaire; il y a donc un passage général à des composants à poids moléculaires plus élevés dans les matières résiduelles.

Lorsque du fuel-oil n° 6 est déversé, seulement de 5 à 10 % devrait s'évaporer dans les premières heures qui suivent (NOAA, 2010; Environnement Canada, 1999; API, 2004). Le taux d'émission par évaporation d’un mazout donné est proportionnel au pourcentage de composés volatils (Smith et MacIntyre, 1971). La perte initiale en raison de la volatilisation et de la solubilisation est suivie d'une biodégradation, habituellement par des bactéries.

Il y a presque toujours biodégradation lors du rejet de mélanges pétroliers 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 qu'il y ait ou non de l'oxygène. Deux facteurs clés qui déterminent les taux de dégradation sont l'apport en oxygène et la structure moléculaire. En général, la dégradation est plus rapide dans des conditions aérobies. Les tendances à la baisse dans les vitesses de dégradation selon la structure sont (Potter et Simmons, 1998) :

1. les n-alcanes, particulièrement ceux comportant de 10 à 25 atomes de carbone sont facilement dégradés.
2. les isoalcanes;
3. les alcènes;
4. le benzène, le toluène, l'éthylbenzène, le xylène (BTEX) [lorsque ces substances sont présentes dans des concentrations qui ne sont pas toxiques pour les micro-organismes];
5. les substances monoaromatiques;
6. les hydrocarbures aromatiques polynucléaires (polycycliques) [HAP];
7. les cycloalcanes à poids moléculaire plus élevé (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.

7.1 Études expérimentales

Au cours de la première année suivant un déversement dans l'eau, les n-alcanes comportant jusqu'à 17 atomes de carbone devraient être complètement éliminés (Kolpack et al., 1978; Guard et Corbet, 1972). La fraction restante de plus faible poids moléculaire devrait se disperser dans la colonne d'eau (API, 2004). Les tableaux D-1 et D-2 (annexe D) indiquent les changements à la caractérisation chimique du fuel-oil n° 6 après un vieillissement climatique de 2,5 %. Les hydrocarbures légers saturés sont initialement éliminés par évaporation, et les substances aromatiques de faible poids moléculaire, probablement par dissolution (tableaux D-1 et D-2 à l'annexe D).

Le comportement des mazouts lourds déversés dans l'eau a également été observé lors de déversements antérieurs, notamment le déraillement de train de 2005 qui a entraîné le rejet de 730 000 litres de fuel-oil n° 6 près du lac Wabamun (Alberta). Quelques heures après le déversement, des boules de goudron qui se déplaçaient verticalement dans la colonne d'eau ont été aperçues près des rives (Fingas et al., 2006). Cette flottabilité neutre des mazouts lourds déversés était attribuable à une densité proche de celle de l'eau douce, à l'évaporation, aux changements de température, à l'absorption de matières solides et à la photooxydation (Fingas et al., 2006). Lorsque les mazouts lourds sont réchauffés par le soleil, ils deviennent plus visqueux en raison de l'évaporation des composés aliphatiques de faible poids moléculaire et de la dissolution des composés aromatiques de faible poids moléculaire. La fraction lourde restante a tendance à couler étant donné sa densité élevée. Ce phénomène est amplifié par le sable entraîné (Fremling, 1981). Toutefois, le pétrole peut refaire surface en raison de la perte de matières solides, l'absorption de matières plus légères (p. ex. herbes sèches, insectes) et les changements de température ou de salinité (Fingas et al., 2006).

Seule une petite proportion du fuel-oil n° 6 est biodégradable. De fait, son poids moléculaire élevé et la complexité de ses hydrocarbures diminuent son potentiel de biodégradation (Foght, 2006; Walker et al., 1976). Walker et al. (1976) ont constaté que 11 % du fuel-oil n° 6 (en poids) était biodégradé en 28 jours lors d'une incubation avec une culture mixte de bactéries estuariennes dans un milieu nutritif. Une dégradation de 10 % de la fraction aromatique et de 25 % des composés saturés a été observée (Walker et al., 1976). Ces données ont également été observées sur le terrain : la biodégradation du fuel-oil n° 6 déversé dans le lac Wabamun correspondait à la perte de 12 % en poids du pétrole ajouté aux cultures bactériennes (Foght, 2006). Ainsi, le fuel-oil n° 6 comporte une petite proportion d'hydrocarbures biodégradables de faible poids moléculaire (hydrocarbures saturés et petits hydrocarbures aromatiques) et une grande proportion de composés qui ne sont pas facilement biodégradables (hydrocarbures aromatiques complexes, résines, asphaltènes) [Foght, 2006; Zajic et al., 1974). L'efficacité de la biodégradation est plus faible pour les HAP plus lourds avec une alkylation accrue (Diez et al., 2005).

La formation de boules de goudron limite également l'accès des bactéries aux composants biodégradables du fuel-oil n° 6 déversé (Foght, 2006). La vitesse de biodégradation dans l'eau dépend également de l'environnement côtier.

Les déversements survenus dans le passé, principalement celui du pétrolier Arrow en 1970, à la suite duquel la présence de mazout C a été surveillée pendant des décennies après le déversement initial de 9 000 tonnes, ont permis de faire d'importantes constatations sur le devenir dans l'environnement du fuel-oil n° 6 (mazout C). Aucune donnée expérimentale sur le devenir n'existait pour les deux autres n^os CAS. Cependant, étant donné que la composition et les propriétés physiques et chimiques du fuel-oil n° 4 et du fuel-oil résiduel sont semblables à celles du mazout C, même si ce dernier est plus léger, on peut supposer que les données expérimentales s'appliquent à ces deux substances.

Trois ans après le déversement du pétrolier Arrow, on estime que 3,5 % du mazout C n'avait pas été dégradé (Owens et al., 1994a, 1994b). Une croûte solide (pavés d'asphalte) s'était formée à la surface des résidus de pétrole mélangés à des sédiments et une partie du pétrole a été enterrée par les sédiments sous l'action des vagues dans la zone intertidale (Owens, 1978).

Trois ans et demi après le déversement du pétrolier Arrow, les conditions environnementales tumultueuses (la plage contaminée était directement exposée à de fortes vagues) avaient grandement modifié la composition originale du combustible de soute C (Rashid, 1974). Les hydrocarbures saturés et aromatiques ont diminué et ne correspondaient plus qu'à 34 % de la composition, par rapport à 51 % dans les échantillons de mazout lourd entreposés dans une installation de stockage fermée. En outre, une augmentation de la fraction non hydrocarbonée, soit de 49 % à 66 %, a été enregistrée (Rashid, 1974). À titre comparatif, les échantillons exposés aux conditions moins tumultueuses (vagues faibles ou nulles) ont présenté des vitesses de dégradation relativement plus lentes qui étaient à peine plus élevées que celles des échantillons de référence (Rashid, 1974).

Cinq ans après le déversement du pétrolier Arrow, du fuel-oil n° 6 était toujours présent, prenant la forme d'une fine couche iridescente à des dépôts de goudron de 203 cm d'épaisseur. Aux endroits où l'action des vagues était importante, on a trouvé du pétrole sous les grosses pierres, tandis que sur les plages plus tranquilles, du goudron était présent dans les sédiments et le varech (Vandermeulen et Gordon, 1976). Le pétrole échoué avait tendance à rejoindre le littoral et les zones infralittorales, mais la quantité qui retournait directement dans la colonne d'eau était faible (Vandermeulen et Gordon, 1976). Le goudron lié aux sédiments semblait dégradé par l'activité microbienne et la dissolution, et la plupart des n-alcanes comportant moins de 28 atomes de carbone étaient éliminés. Sept ans après le déversement, du fuel-oil n° 6 était toujours présent dans les sédiments de subsurface et sur certains rivages (CONCAWE, 1998). Après 22 ans, 0,5 % du pétrole était toujours présent; la fraction lourde comptait pour 10 % et la fraction légère, pour 70 % (Owens et al., 1994a, 1994b).

Du pétrole provenant du pétrolier Arrow était encore présent 30 ans plus tard, principalement dans les endroits abrités, comme les lagunes, où les vagues sont faibles (Lee et al., 2003). Vandermeulen et Gordon (1976) estiment que les résidus de pétrole qui n'ont pas été dégradés dans un délai de cinq ans ont le potentiel de demeurer sur place pendant de longues périodes. D'après les expériences sur l'écoulement, Vandermeulen et Gordon (1976) formulent l'hypothèse que le pétrole échoué peut demeurer présent pendant plus de 150 ans, et cette durée pourrait être sous-estimée puisqu'ils ont présumé que la vitesse d'élimination était linéaire. Vandermeulen (1977) estime que la demi-vie d'érosion pour l'ensemble du fuel-oil n° 6 lié aux sédiments est supérieure à 25 ans.

La biodégradation du fuel-oil n° 6 se produit à des températures aussi basses que 5 ºC (Mulkins-Phillips et Stewart, 1974), même si elle est moins rapide qu'à des températures plus élevées. La température peut limiter la vitesse de biodégradation naturelle du pétrole dans les zones marines tempérées et polaires : une température plus basse se traduit par un prolongement de la phase de latence de la croissance de Nocardia sp. et une dégradation plus lente du fuel-oil n° 6 (Mulkins-Phillips et Stewart, 1974). Par conséquent, la biodégradation du pétrole est plus lente dans les régions arctiques (Mulkins-Phillips et Stewart, 1974).

7.2 Estimation du devenir à partir des propriétés physiques et chimiques

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 mazouts lourds, les propriétés chimiques et physiques des structures représentatives des mazouts lourds (tableau B-1 de l'annexe B) ont été examinées.

Selon les propriétés chimiques et physiques des structures représentatives des mazouts lourds, la majorité des composants devrait se répartir dans l'eau et le sol.

Les composants ayant de 12 à 50 atomes de carbone ont un point d'ébullition allant de 155 °C à 722 °C. Chacun des composants des mazouts lourds se caractérise par des solubilités faibles à modérées dans l'eau (5 × 10⁻²¹ à 3,9 mg/L), des pressions de vapeur faibles à élevées (1,2 × 10⁻¹⁸ à 165 Pa), des constantes de la loi de Henry faibles à élevées (0,03 à 2  × 10¹¹ Pa·m³/mol), des valeurs modérées à élevées de log K_oe (3,9 à 25) et des valeurs modérées à élevées de log Kcc (3,6 à 21,2) (tableau B-1 de l'annexe B).

En cas de rejet dans l'air, les alcanes et les hydrocarbures aromatiques de faibles poids moléculaires se répartiront principalement (Commission européenne, c2000a). Les composants ayant un poids moléculaire plus élevé se répartiront surtout dans le sol et les sédiments (Commission européenne, c2000a). Toutefois, d'après les faibles pressions de vapeur (1,2 × 10⁻¹⁸ à 165 Pa), la majorité des composants de mazouts lourds ne devrait pas demeurer dans l'air (tableau B-1 à l'annexe B). Par conséquent, les rejets de mazouts lourds dans l'air sont peu probables.

La densité du fuel-oil n° 6 est proche de celle de l'eau (0,94 à 1,01 g/mL; CONCAWE, 1998, Environnement Canada, c2001). Par conséquent, lorsqu'ils se retrouvent dans l'eau, certains composants devraient remonter à la surface et s'étendre, tandis que d'autres resteront en suspension dans la colonne d'eau. D'après l'hydrosolubilité de ces éléments (5 × 10⁻²¹ à 3,9 mg/L), si un rejet se produit dans l'eau, des composants plus petits (inférieur(e) à C20) se dissoudront dans l'eau. Les composants de plus grande taille (supérieur(e) à C20) ne devraient pas se dissoudre dans l'eau. Les mazouts lourds ne devraient pas s'adsorber sur les matières en suspension et les sédiments, étant donné les estimations modérées à élevées de leur log K_co (tableau B-1 de l'annexe B).

La perte des composants présentant un faible poids moléculaire en raison de l'évaporation et de la dissolution fera augmenter la densité des résidus, ce qui fera couler les composants restants (Irwin et al., 1997; CONCAWE, 1998). La consistance goudronnée du mazout lourd obtenu augmentera son adsorption aux particules et, par conséquent, les mazouts lourds devraient se retrouver en grande partie dans les sédiments (CONCAWE, 1998). Dans le cas de rejet dans l'eau, où les mazouts lourds ne sont pas en contact immédiat avec les sédiments ou les matières en suspension, il est probable que les constantes modérées à élevées de la loi de Henry des composants comportant de 12 à 20 atomes de carbone entraîneront l'évaporation de ces derniers. Les tendances liées à l'évaporation et à la sorption sont en concurrence, et la nature exacte des rejets indiquerait la façon dont les mazouts lourds se comportent.

En cas de rejet dans le sol, tous les composants des mazouts lourds devraient s'adsorber fortement dans ce milieu. Cette tendance rivalise avec les forces d’évaporation. La volatilisation à partir des surfaces de sol humides peut être un mécanisme important du devenir en raison de la valeur estimée de la constante de la loi de Henry, qui varie de 0,03 à 2 × 10¹¹ Pa·m³/mol. Les structures représentatives des mazouts lourds ayant un poids moléculaire inférieur (alcanes, isoalcanes, cycloalcanes et substances aromatiques monocycliques) peuvent se volatiliser à partir des surfaces de sol sèches à un niveau faible à élevé, d’après leur pression de vapeur modérée (voir le tableau B-1 à l'annexe B).

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).

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8. Persistance et potentiel de bioaccumulation

En raison de la nature complexe des substances pétrolières comme les mazouts lourds, 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 E-1 de l'annexe E.

Les demi-vies empiriques et modélisées dans l'atmosphère pour de nombreux composants de ces mazouts lourds sont inférieures à deux jours (Environnement Canada, 2014). Toutefois, certains composants, tels que les cycloalcanes diaromatiques comportant 13 atomes, peuvent avoir des demi-vies supérieures à deux jours et peuvent subir un transport à grande distance. En outre, un certain nombre d'hydrocarbures aromatiques polycycliques de trois à six cycles 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 à une année dans les sédiments : isoalcanes C30, cycloalcanes monocycliques C50, cycloalcanes bicycliques C15–C50, polycycloalcanes C18–C22, substances aromatiques monocycliques C12, cycloalcanes monoaromatiques C12–C20, substances aromatiques à deux cycles C12–C50, cycloalcanes diaromatiques C12 et substances aromatiques à trois cycles C14 et C30–C50, substances aromatiques à quatre cycles C16–C20, substances aromatiques à cinq cycles C20–C30 et substances aromatiques à six cycles C22. Les cycloalcanes monocycliques C30, les dicycloalcanes C12, les polycycloalcanes C14 et les substances aromatiques monocycliques C15 et C30–C50 ont des demi-vies supérieures à une année dans les sédiments (tableau E-1 à l'annexe E).

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 (FABS), 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 consultées 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 E-2 de l'annexe E.

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 C13–C15, cycloalcanes monocycliques C12–C15, cycloalcanes à deux cycles C12 et C15, polycycloalcanes C14 et C22, substances aromatiques monocycliques C15, cycloalcanes monoaromatiques C15–C20, substances diaromatiques C12–C13, cycloalcanes diaromatiques C20, C14 et substances aromatiques à trois cycles C20, hydrocarbures aromatiques polycycliques à quatre cycles C16–C20, hydrocarbures aromatiques polycycliques à cinq cycles C20–C22 et hydrocarbures aromatiques polycycliques à six cycles C22 (tableau E­2, annexe E). 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 aquatique ou terrestre, en raison surtout de l'action conjuguée du métabolisme, de la faible efficacité d'assimilation alimentaire et de la dilution par croissance, qui 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; toutefois, les FABS augmenteront probablement au-delà de 22 atomes de carbone en raison de la biodisponibilité réduite des fractions ayant un point d'ébullition plus élevé (Muijs et Jonker, 2010).

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9. Potentiel d’effets nocifs sur l’environnement

9.1 Évaluation des effets sur l'environnement

La toxicité d'un mazout lourd dépend de celle des stocks individuels à partir desquels le mélange est obtenu (CONCAWE, 1998). Aucune donnée sur la toxicité du fuel-oil n° 4 n'ayant pu être trouvée, seules les données sur la toxicité du fuel-oil n° 6 et du fuel-oil résiduel sont présentées. D'après les similitudes entre les points d'ébullition et le nombre d'atomes de carbone de ces trois mazouts lourds, la toxicité du fuel-oil n° 4 devrait être comparable à celle des deux autres fuel-oils.

9.1.1 Milieu aquatique

Les données expérimentales sur la toxicité (poissons, invertébrés et algues) du fuel-oil n° 6 et du fuel-oil résiduel pour les organismes aquatiques sont présentées aux tableaux F-1a et b (annexe F).

Une toxicité modérée (concentration létale 50 [CL₅₀] de 1,9 à 4,7 mg/L) a été mesurée pour les fractions solubles dans l'eau (FSE) du fuel-oil n° 6 chez diverses espèces de poissons, notamment le mené tête de mouton (Cyprinodon variegatus), la capucette béryl (Menidia beryllina) et la fondule à long nez (Fundulus similis) (tableau F-1a à l'annexe F). Les invertébrés étaient plus sensibles au fuel-oil n° 6 que les poissons et les algues, avec des valeurs de CL₅₀ allant de 0,9 à 6,3 mg/L (FSE) [tableau F-1a à l'annexe F, Saco-Alvarez et al., 2008). Il est probable que les HAP à deux et trois cycles ainsi que les naphtalènes alkylés soient en grande partie responsables de la toxicité observée lors de ces essais. De fait, le fuel-oil n° 6 comporte une plus grande quantité de ces composés que les autres produits pétroliers, lesquels sont moins toxiques (Rossi et al., 1976; Rossi et Neff, 1978; Tatem et al., 1978). Il semble que les algues soient les moins sensibles au fuel-oil n° 6 dans l'eau (concentration efficace 50 [CE₅₀] de 160 à plus de 5 000 mg/L. De même, l'exposition des algues (S. capricornutum et M. aeruginosa) à une FSE de 100 % n'a pas inhibé leur croissance (Giddings et al., 1980). Les données expérimentales sur la toxicité en milieu aquatique du fuel-oil résiduel léger et lourd (n° CAS 68476­33­5) chez Oncorhynchus mykiss (truite arc-en-ciel) et Daphnia magna (puce d’eau) présentées dans le tableau F-1b (annexe F) indiquent que la toxicité est relativement faible (de 100 à 1 000 mg/L) pour les taux de charge. De même, la toxicité était relativement faible (30 à 300 mg/L) pour l'algue Raphidocelis subcapitata (tableau F-1b à l’annexe F).

Strobel et Brenowitz (1981) ont découvert que le fuel-oil n° 6 est toxique pour les jeunes limules (Limulus polyphemus). Après une exposition à 2,25 mg/L pendant 7 jours, une augmentation significative de la mortalité des limules par rapport aux témoins a été observée, soit 26 % contre 16 % respectivement. L'effet majeur de ce mazout lourd, le retard de la mue (développement), présentait une relation linéaire positive avec la concentration. Ces effets sur le développement semblent indiquer que la contamination peut avoir des effets à long terme sur les populations de limules en diminuant la taille d'une classe d'âge ainsi que la fécondité ultérieure des adultes.

À la suite du déversement de fuel-oil n° 6 par le pétrolier Arrow au large des côtes de la Nouvelle-Écosse, on a observé une mortalité importante à court terme chez les myes, Mya arenaria (Thomas, 1973). Les taux de mortalité étaient liés à la couverture de pétrole. Ils se situaient entre 15,8 % et 70,3 % avec une couverture de 1,7 % et de 96,7 % respectivement (Thomas, 1973). Dans les secteurs où la quantité de pétrole était la plus importante, les myes quittaient leur cavité, ce qui les exposait aux prédateurs. Gilfillan et Vandermeulen (1978) ont déterminé que dans les endroits contaminés après le déversement,la croissance de la population de myes (Mya arenaria) avait diminué.Les sédiments souillés présentaient des concentrations de pétrole allant jusqu'à 3 800 µg/g et celles dans les tissus des myes s'élevaient jusqu'à 200 µg/g. Dans la population n'ayant pas subi les effets de ce déversement, le nombre de myes par mètre carré était plus élevé, tout comme la proportion de myes plus âgées. En comparaison de cette population, la proportion de myes jeunes et âgées était la même dans la population souillée. La croissance dans cette population a diminué de plus de 60 % par rapport à celle de la lagune non souillée, qui a diminué de 40,9 % (Gilfillan et Vandermeulen, 1978). Il a été démontré que les myes souillées par le pétrole absorbaient le carbone à un rythme plus lent que celles non souillées; par conséquent, l'efficacité de l'absorption alimentaire était réduite (Gilfillan et al., 1976; Vandermeulen, 1977; Gilfillan et Vandermeulen, 1978). 1976; Vandermeulen, 1977; Gilfillan et Vandermeulen, 1978). Gilfillan et al. (1976) ont constaté que la croissance de M. arenaria en présence de pétrole était 50 % plus lente que celle dans les endroits non souillés. Six ans après le déversement du pétrolier Arrow, le nombre de myes et leur taux de croissance étaient toujours plus faibles (Gilfillan et Vandermeulen, 1978). Neuf ans après le déversement, la croissance des myes n'était pas encore revenue à la normale (MacDonald et Thomas, 1982). Les observations directes et un relevé effectué 30 ans après le déversement révèlent une abondance de M. arenaria, ce qui semble indiquer que l'habitat s'est rétabli (Lee et al., 2003).

Il semble que le corail peut survivre à une courte exposition (5 à 30 minutes) au mazout C (Reimer, 1975). Par contre, une exposition de 13 jours réduit la quantité de tissus vivants, et après 16 jours, il n'en reste presque plus (Reimer, 1975). Les espèces qui sécrètent du mucus semblent protégées contre le pétrole et en subissent moins les effets (CONCAWE, 1998; Reimer, 1975; Wicksten, 1984). Les tissus des anémones de mer couverts de mucus semblent repousser le pétrole, de sorte qu'une immersion dans le mazout C pendant au plus une heure ne semble occasionner aucun effet nocif visible (Wicksten, 1984).

Les mazouts lourds sont également nocifs pour les organismes aquatiques, au contact de leurs œufs. DeBruyn et al. (2007, 2008) ont comparé la tendance, la fréquence et la gravité des malformations chez les larves du grand corégone (Coregonus clupeaformis) et du grand brochet (Esox lucius) à la suite d'une exposition aux HAP dans les zones touchées par le déversement du fuel-oil n° 6 dans le lac Wabamun comparativement aux malformations observées aux concentrations naturelles de HAP. Tous les sites du lac ont présenté une augmentation du nombre de malformations, lesquelles étaient généralement plus nombreuses que dans les études en laboratoire (deBruyn et al., 2007, 2008). Pour les trois plateaux d'incubation des œufs de grand corégone exposés à la plus forte concentration de HAP (dans du pétrole), la fréquence des malformations modérées ou graves du squelette, de la tête et des replis natatoires étaient 5 à 15 % plus élevée, même si la croissance des larves et la survie des œufs n'ont pas présenté de différences. Le succès d'éclosion au site exposé au pétrole était de 29 ± 16 %, alors que celui au site de référence était de 38 ± 16 %. Par contre, aucun effet sur le développement attribuable au pétrole n'a été observé chez le grand brochet (deBruyn et al., 2008). Le succès d'éclosion était même plus élevé dans les zones exposées au pétrole que dans les zones de référence. Par conséquent, le grand brochet semble être plus tolérant aux HAP et les absorber en moins grande quantité que le grand corégone.

Comme il a été mentionné précédemment, les boules de goudron vieillies ont tendance à couler au fond des lacs et des océans. Fremling (1981) croit qu'elles représentent un stress considérable pour le crapet arlequin (Lepomis macrochirus) en frai. Les crapets arlequins, qui fouillent le fond des lacs à la recherche d'un endroit pour frayer, étaient probablement en contact avec du pétrole qui pourrait avoir causé une irritation pharyngienne et une infection bactérienne (Brown, 1980; Fremling, 1981). Le déversement de 28 000 litres de fuel-oil n° 6 dans le lac Winona a provoqué la mort de 190 000 crapets arlequins (Fremling, 1981).

Des décès et des malformations associés aux effets sur les œufs de morue (Gadus morhua) et de goberge (G. virens) ont également été observés à la suite du déversement de combustible de soute C par l'Argo Merchanten 1976 (Longwell, 1977).

Les moules de Méditerranée (Mytilus galloprovincialis) le long de la côte de la Galicie et du golfe de Gascogne ont fait l'objet d'une étude entre 2003 et 2006 après le déversement de mazout C du pétrolier Prestigeafin de déterminer si leurs paramètres de reproduction (Ortiz-Zarragoitia et al., 2011) ont subi des changements. En avril 2003, les moules femelles présentaient une prévalence élevée d'atrésie ovocytaire, qui peut réduire la qualité des gamètes. L'infiltration hémocytaire des follicules a également été observée chez les deux sexes. En avril 2004, aucune atrésie n'a été constatée, mais les moules mâles et femelles présentaient des follicules de taille plus réduite. L'effet de la taille réduite des follicules sur la capacité de reproduction des moules est inconnu. En avril 2006, des moules femelles provenant de certains sites avaient des gamètes nécrosés.

En comparaison, les essais de toxicité effectués avec des extraits de fuel-oil n° 6 solubles dans l'eau ont montré peu d'effets négatifs sur la fertilisation des œufs d'oursins (Allen, 1971). La toxicité pour la fertilisation a seulement été observée à une saturation en pétrole d'au moins 50 % (Allen, 1971). Toutefois, ce mazout lourd a eu un effet toxique perceptible sur le clivage (division des cellules aux premiers stades de l’embryon) et le développement à une saturation en pétrole d’au moins 6,25 % (Allen, 1971). Le fuel-oil n° 6 a l'effet inhibiteur le plus marqué sur le clivage des œufs comparativement aux autres produits pétroliers très raffinés, ce qui semble indiquer que le raffinage élimine les fractions les plus toxiques, probablement par évaporation (Allen, 1971).

La valeur critique de toxicité (VCT) choisie pour les scénarios d'exposition dans l'eau douce pour les opérations de chargement ou de déchargement et de transport étaient la valeur expérimentale disponible la plus faible, soit une CE₅₀aiguë après 48 heures (immobilisation) de 4,1 mg/L chez Daphnia magna (MacLean et Doe, 1989; tableau F-1a de l'annexe F). La spectroscopie de fluorescence a été la méthode analytique utilisée dans la présente étude pour déterminer les concentrations; cette méthode mesure la concentration de substances aromatiques et non les hydrocarbures pétroliers totaux. La valeur critique de toxicité peut donc être considérée comme étant prudente. La VCT pour les scénarios d'exposition dans l'eau salée était une CL₅₀ aiguë après 48 heures de 0,9 mg/L chez Mysidopsis almyra tant pour le chargement ou le déchargement que pour le transport (Anderson et al., 1974; tableau F-1a à l' annexe F). Cette étude est jugée acceptable.

9.1.2 Toxicité pour les oiseaux

Les mazouts lourds peuvent avoir une grande variété d'effets sur les oiseaux, en particulier les oiseaux de mer. Les effets toxiques du mazout C sur les oiseaux de mer sont bien connus en raison des déversements de pétrole survenus dans le passé ou récemment. L'effet immédiat de mazout lourd dans l'eau est le plus souvent la mortalité. Celle-ci est attribuable au fait que le mazout colle au plumage des oiseaux. Même de faibles quantités de pétrole sont suffisantes pour compromettre l'imperméabilité et l'isolation fournies par les plumes (Leighton, 1993). Une réduction de la flottabilité peut causer le décès des oiseaux par noyade, tandis que le manque d'isolation entraîne l'hypothermie ou une augmentation de l'activité métabolique des oiseaux au point qu'ils meurent de faim ou d'épuisement (Clark, 1984; Hartung, 1995; Leighton, 1993).

Wiese et Robertson (2004) ont estimé qu'environ 300 000 oiseaux de mer meurent chaque année dans les eaux au sud et à l'est de Terre-Neuve-et-Labrador en raison de la pollution chronique par les hydrocarbures, même si les rejets ont lieu loin au large. Les eaux des Grands Bancs servent d'aires d'hivernage à des millions d'oiseaux marins, dont de nombreux Guillemots de Brünnich (Uria lomvia), Guillemots marmettes (U. aalgae) et Mergules nains (Alle alle). La plupart des oiseaux contaminés ont été exposés aux mazouts lourds (combustible de soute C) et aux lubrifiants des navires de passage. Les effets immédiats sont liés à la contamination physique des plumes, à l’hypothermie et à résorption excessive des dépôts de lipides. Les oiseaux les plus vulnérables aux déversements de pétrole sont ceux qui passent une grande partie de leur temps sur l'eau et qui plongent plutôt que de s'envoler lorsqu'ils sont perturbés (Clark, 1984). De même, les espèces d'oiseaux qui se nourrissent exclusivement dans l'eau, comme les oiseaux plongeurs, sont plus sensibles aux déversements que les oiseaux semi-aquatiques, qui peuvent se nourrir ailleurs.

Les oiseaux nicheurs qui entrent en contact avec les mazouts lourds peuvent transférer cette substance de leurs plumes et les pattes à leurs œufs pendant l’incubation. La toxicité pour les œufs par cette voie a été démontrée (Michigan, 2010). En outre, il semble que les oiseaux de mer, notamment les guillemots qui sont répandus au Canada, forment de grands groupes au sud-ouest de l'île de Vancouver et ont une distribution très agrégée (Burger, 1993a). Cela laisse entendre que les répercussions seraient plus importantes si un déversement de mazout lourd se produisait à proximité de ces groupes.

En 1976, un déversement de 1,2 million de litres de fuel-oil n° 6 dans le fleuve Saint-Laurent a entraîné la mort de 225 oiseaux, notamment des Grands hérons, des Bernaches du Canada et d'autres espèces d'oiseaux (Smith, 1976). En 1988, le Nestucca a déversé 875 000 L de fuel-oil n° 6 à partir d'une barge, ce qui a entraîné le mazoutage d'au moins 30 000 guillemots et Stariques de Cassin (Ptychoramphus aleuticus), ainsi que la mort de 56 000 oiseaux marins (Ford et al., 1991; Burger 1993b). La plupart des oiseaux morts ont été pris au piège dans une épaisse mousse d'hydrocarbures, et le plumage de 75 % d'entre eux était saturé en pétrole à 95 %. À la suite du déversement du fuel-oil n° 6 dans le lac Wabamun en 2005, 530 oiseaux mazoutés ont été récupérés dans un délai de 5 jours, mais 156 étaient déjà morts à leur arrivée au centre de rétablissement (BTS, 2005). Parmi les oiseaux récupérés après le déversement dans le lac Wabamun, Patterson et Pimblett (2007) indiquent un rétablissement des oiseaux mazoutés de seulement 25 %.

Les oiseaux de rivage ingèrent environ 50 % du pétrole brut sur leur plumage (par lissage) dans un délai de huit heures après l'exposition au pétrole (Hartung et Hunt, 1967). Ce pourcentage d'ingestion est probablement semblable pour les mazouts lourds. Par conséquent, les canards moyennement mazoutés dont le plumage contient 7 g de pétrole ingéreront environ 3,5 g de pétrole sur une période de 8 jours (0,437 g/jour) [Hartung et Hunt, 1967]. L'absorption par voie orale est une voie d'exposition importante pour les oiseaux, tels que les Canards colverts, parce que leur taux métabolique n'est pas modifié de façon significative par l'adhérence du pétrole (Peakall , 1982). Seule une partie du pétrole ingéré est réellement absorbée. Par exemple, les Goélands à ailes grises (Larus glaucenscens) ont excrété 36 ± 20 % d'une dose orale de 500 mg de mazout C (McEwan et Whitehead, 1980).

L'ingestion de doses élevées de mazouts lourds est susceptible d'avoir un effet négatif sur le taux d'éclosion des œufs. Ainley et al. (1981) ont donné des capsules de 9, 300 ou 600 mg de fuel-oil n° 6 à des stariques et n’ont observé aucune différence significative avec les groupes témoins. À une dose orale plus élevée, soit 1 000 mg, il y a eu une diminution importante du nombre d'œufs pondus. Le succès de ponte était de 82,9 % comparativement à un succès de 91,7 à 94,9 % pour les témoins. Le taux d'éclosion a connu une baisse importante à des doses de 600 mg et de 1 000 mg de fuel-oil n° 6 par voie orale, un succès ayant été enregistré chez 68,6 à 69 % des stariques par rapport aux 82,7 à 85,7 % chez les groupes témoins. La période de 9 à 13 jours après l'administration de la dose était considérée comme critique pour les stariques, puisqu'elles prenaient environ 3 heures de plus que les cailles pour éliminer le pétrole; ce délai prolonge ainsi la durée d'exposition et augmente peut-être la toxicité du pétrole pour les stariques et les œufs en développement (Ainley et al., 1978, 1981).

L'application externe de fuel-oil n° 6 sur des œufs a également réduit le succès d'éclosion et la survie. L'application de 5, 10, 20 et 50 µL de fuel-oil n° 6 sur des œufs de Canards colverts (Anas platyrhynchos) a fait diminuer le taux d'éclosion (Szaro, 1979). Une dose de fuel-oil n° 6 aussi faible que 5 µL a entraîné une réduction importante du succès d'éclosion sur 30 jours (36 %). Le taux de survie après 6 jours a chuté à 52 %, tandis qu'il était de 100 % dans le groupe témoin (Szaro, 1979). De même, Grau et al., (1977) ont découvert que le fuel-oil n° 6 était toxique pour les embryons de cailles après l'application de 50 à 100 µL sur le plumage de cailles adultes. Cette contamination indirecte des œufs de cailles a eu pour résultat de réduire la production d'œufs et leur survie (Grau et al., 1977). Wootton et al. (1979) ont également déterminé qu'une dose de 300 mg d'un extrait éthéré de mazout C du Venezuela réduisait presque complètement la production d'œufs et le taux d'éclosion après un jour.

Compte tenu des faibles quantités de mazouts lourds requises pour que les œufs d’oiseaux subissent des effets nocifs et du nombre d’oiseaux mazoutés le long des plages de Terre-Neuve-et-Labrador, on s’attend à une diminution chronique du nombre d’œufs dans de nombreuses populations d’oiseaux marins le long des côtes canadiennes. Bon nombre de ces pertes seront attribuables aux mazouts lourds, même si on n'en connaît pas la proportion exacte. Durant la saison de nidification, les oiseaux mazoutés pourraient exposer leurs œufs à des doses mortelles de mazouts lourds. La plupart des oiseaux marins sur les côtes est et ouest peuvent être exposés au pétrole en dehors de la saison de nidification lorsqu'ils passent une grande partie de leur temps en mer (Burger, 1993b).

En plus de la toxicité variable des produits pétroliers, les effets potentiels sur les taux d'éclosion et de mortalité dépendent de nombreux facteurs, notamment les caractéristiques physiques du scénario d'exposition, la taille du déversement ainsi que les caractéristiques biologiques et le type d'oiseaux marins potentiellement touchés (Albers, 1980; Burger, 1993a). On croyait auparavant que les effets nuisibles à l'échelle d'une population seraient uniquement graves pour des déversements de pétrole importants ou très importants (plus de 1 000 barils) [RMRI, 2007]. Toutefois, une analyse effectuée par Burger (1993a) a montré que la corrélation entre le volume d'un déversement de pétrole et la mortalité des oiseaux était faible en raison de nombreux facteurs mal compris qui ont une incidence sur le nombre d’oiseaux tués à la suite d'un déversement. Les petits déversements peuvent, tout autant que les gros, avoir des effets importants sur une population d'oiseaux marins puisque le volume du déversement n'explique que 24 % de la variabilité en ce qui a trait à la mortalité de ces oiseaux (Burger, 1993a). On estime que jusqu'à 50 % de certaines populations canadiennes d'espèces vivant au large des côtes sud et est de Terre-Neuve-et-Labrador, telles que les Guillemots de Brünnich, les Mergules nains et les Fous de Bassan, pourraient subir les effets d'un déversement de 1 000 barils de pétrole s'il survenait dans ces habitats pendant les périodes sensibles (RMRI, 2007). De plus, la zone océanique au sud-ouest de l’île de Vancouver constitue un habitat particulièrement productif pour de nombreux oiseaux marins, notamment les Guillemots marmettes (Uria aalge) et les Stariques de Cassin (Ptychoramphus aleuticus) en hiver. On y dénombre jusqu'à 100 oiseaux/km de transect et les Stariques de Cassin forment parfois des groupes de milliers d'individus où la nourriture est particulièrement abondante (Burger, 1993b; Burger, 2003). Le nombre d'oiseaux après la période de reproduction en été est élevé en raison des caractéristiques physiques de la plate-forme littorale, qui favorisent une densité élevée de proies. La mortalité des oiseaux marins dans cette région peut atteindre 47 500 à 68 500 oiseaux, comme ce fut le cas à la suite du déversement de 875 000 L de mazout C de la barge Nestucca en 1988 (Burger, 1993b).

9.1.3 Toxicité pour les mammifères

Les déversements de mazouts lourds dans le passé ont eu des effets nocifs sur les mammifères (Warner, 1969; Baker et al., 1981). Même si la cause de la mortalité des mammifères n'est pas souvent indiquée, elle est probablement attribuable au mazoutage directe ainsi qu'à l'ingestion du pétrole. Les phoques du Groenland couverts de fuel-oil n° 6 dans le golfe du Saint-Laurent avaient du mal à nager et seraient morts d’épuisement (Warner, 1969). Au moins 13 loutres (Lutra lutra) sont mortes à la suite du déversement de mazout C au terminal pétrolier de Sullom Voe dans les Shetland (Baker et al., 1981). D'autres rapports de terrain indiquent que d'autres espèces de mammifères, comme les rats musqués et les tamias rayés, peuvent être touchées (Smith, 1976). Dans le cas du déversement de 1976 dans le fleuve Saint-Laurent, 79 mammifères ont été touchés (Smith, 1976).

Peu de données existent sur les effets de l'ingestion de mazouts lourds par les mammifères. Celles dont on dispose portent principalement sur le vison, qui est souvent utilisé comme espèce substitutive. L'ingestion de faibles concentrations de mazout C au cours d'expositions chroniques a des effets sur les systèmes endocrinien (Mohr et al., 2008, 2010; Schwartz et al., 2004a, 2004b) et reproducteur (Mazet et al., 2001).

Mohr et al. (2008, 2010) ont découvert que l'exposition chronique aux mazouts lourds par ingestion provoque des effets sublétaux, notamment l'hypertrophie des glandes surrénales chez les visons d'élevage (Mustela vison) mâles. Il semble qu'il n'y avait aucune différence significative entre les effets découlant de l'exposition aux mazouts lourds vieillis artificiellement et ceux liés aux mazouts lourds non vieillis. Étant donné que les mazouts lourds sont déjà fortement raffinés, les composants volatils ont en grande partie été éliminés durant le processus de distillation, tout comme les composants légers le sont par vieillissement climatique (Mohr et al., 2010). Schwartz et al. (2004a, 2004b) ont constaté qu'à une exposition à 500 ppm de pétrole pendant une période de 113 à 118 jours provoque des effets sublétaux, tels que des modifications du métabolisme hépatique, de la physiologie des glandes surrénales et des réponses immunitaires.

L'ingestion de fuel-oil n° 6 a également des effets sur le succès de reproduction des mammifères. Mazet et al.(2001) ont utilisé des visons d'élevage (Mustela vison) comme modèle pour étudier les effets potentiels du fuel-oil n° 6 chez les loutres de mer (Enhydra lutris). Les visons ont consommé des rations contenant 500 ppm de fuel-oil n° 6 (dose de 0,065 g/kg). Les femelles qui ont été exposées au fuel-oil n° 6 ont eu seulement 0,7 visonneau par femelle, ce qui est beaucoup moins que les femelles témoins non exposées (5,3 visonneaux par femelle). Le succès reproducteur des visonneaux nés des femelles exposées était beaucoup plus faible (3,4 visonneaux par femelle) que celui des visonneaux nés des femelles témoins (5,3 visonneaux par femelle). Les auteurs laissent entendre que les populations de loutres de mer qui consomment des aliments contaminés par des produits pétroliers ou qui s'établissent dans des habitats mazoutés dans le passé auront probablement un succès de reproduction plus faible.

9.1.4 Végétation aquatique

Les études en laboratoire et sur le terrain montrent que le fuel-oil n° 6 peut avoir une gamme d’effets sur différentes espèces végétales en fonction de la concentration et des espèces végétales.

Le déversement du pétrolier Arrow dans la baie Chedabucto (en 1970) a provoqué la mort d'une grande quantité de fucus spiralé (Fucus spiralis) sur les rivages rocheux et de spartine alterniflore (Spartina alterniflora) dans les lagunes (Thomas, 1973, 1978).

Les données expérimentales sur le mazoutage ont montré que celui-ci a une incidence sur la végétation aquatique, car il produit un film imperméable qui bloque les stomates, ce qui inhibe l'échange gazeux et la photosynthèse (Meudec et al., 2005; Wernick et al., 2009). Si la végétation aérienne est recouverte de mazouts lourds, moins de plantes survivront (NOAA, 2010). Si le substrat est fortement mazouté, les racines mourront probablement et les plantes ne repousseront pas. Toutefois, dans l'ensemble, les études en laboratoire et sur le terrain indiquent que les plantes peuvent survivre à un mazoutage partiel (NOAA, 2010).

Krebs et Tanner (1981) ont constaté que lorsque les concentrations d'hydrocarbures dans les sédiments sont inférieures à 2 000 µg/g, S. alterniflora, une plante de milieu humide, présentait une légère augmentation de la taille de la tige, de la densité et de la biomasse aérienne durant la première saison de croissance. Toutefois, ce n'était pas le cas à des concentrations supérieures à 2 000 µg/g. À des concentrations de plus de 10 000 µg/g, la plupart des rhizomes souterrains mourraient et la repousse naturelle était limitée. Les effets toxiques peuvent être immédiats ou se manifester l'année suivante, comme l'a observé Thomas (1978) à la suite du déversement du pétrolier Arrow. Toutefois, le rétablissement devenait apparent deux ans plus tard, et les populations semblaient normales cinq ans plus tard (Thomas, 1978; Vandermeulen, 1977).

Du fuel-oil n° 6 a été déversé dans le lac Wabamun en 2005 pendant la fin de la saison de croissance et la période de sénescence hivernale. Il était présent dans les lits abondants de Scirpus validus dans le bassin est du lac (Wernick et al., 2009). Les mesures de productivité ont révélé que l'exposition au mazout lourd durant cette période n'a pas eu de répercussions à grande échelle sur les communautés de S. validus (Wernick et al., 2009).

Une VCT n'a pas été établie pour la végétation aquatique, puisqu'il y a des espèces plus sensibles dans le milieu aquatique.

9.1.5 Milieu terrestre

Des données sur la toxicité aiguë par voie orale du fuel-oil n° 6 pour les petits mammifères sont présentées dans le tableau F-2 (annexe F) et à l'annexe G (sommaire des données relatives aux effets sur la santé). Les résultats montrent que l'exposition par voie orale de rats au fuel-oil n° 6 n'est mortelle qu'à des doses élevées (5 130 mg/kg p.c.) [CONCAWE, 1998] et n'est pas considérée comme étant probable dans la nature (tableau F-2 à l'annexe F; annexe G). L'inhalation de vapeurs de fuel-oil n° 4 à une concentration de 300 mg/m³ n'était pas mortelle pour les rats (Cowan et Jenkins, 1981). Cette voie d'exposition n'est pas significative en raison de la faible pression de vapeur des mazouts lourds (CONCAWE, 1998).

Les standards pancanadiens relatifs aux hydrocarbures pétroliers dans le sol ont été utilisés pour la quantification des effets des mazouts lourds sur les écosystèmes terrestres. Ces standards ont été élaborés en tenant compte de quatre fractions d'hydrocarbures pétroliers totaux : F1 (entre 6 et 10 atomes de carbone), F2 (plus de 10 à 16 atomes de carbone), F3 (plus de 16 à 34 atomes de carbone) et F4 (plus de 34 atomes de carbone). Ces standards reposent sur un rapport de 80:20 entre les hydrocarbures aliphatiques et aromatiques. La fraction 3 est celle qui ressemble le plus aux mazouts lourds. Ce système prend également en considération quatre catégories d'utilisation des terres (utilisations agricoles, résidentielles, commerciales et industrielles) et deux types de sol (sols à gros grains et à grains fins). La catégorie d'utilisation des terres et le type de sol les plus sensibles sont habituellement les terres à utilisation agricole à gros grains. Le standard récursoir le plus faible concernant le contact avec le sol pour les organismes non-humains (invertébrés, plantes) pour la fraction F3 est de 300 mg/kg en poids sec pour le sol à grains grossiers de milieu résidentiel ou agricole [CCME, 2008]. Cette valeur sera utilisée comme VCT pour le contact avec le sol.

9.2 Évaluation de l’exposition de l’environnement

9.2.1 Milieu aquatique

Le volume d'eau que l'on estime être en contact avec un volume de pétrole déversé a été fourni dans un rapport d’étude rédigé par le Risk Management Research Institute (2007) afin de déterminer la concentration environnementale estimée (CEE) liée au transport par bateau. La zone d'une nappe de pétrole établie au sein de zones de danger autour de Terre-Neuve-et-Labrador a été estimée pour des plages de volumes de pétrole précises, à l'aide de modèles de dispersion des déversements dans l'océan. Ensuite, le volume d'eau contaminée a été estimé en multipliant la zone par 10 pour représenter les 10 premiers mètres d’eau. Il s'agit d'une estimation prudente, car elle suppose que toute l'eau a été contaminée de la même manière par la substance pétrolière déversée.

Pour le scénario de chargement et de déchargement du navire, le volume d'eau en contact avec le produit pétrolier de la zone à risque 1 a été utilisé, comme cette région comprenait des opérations de chargement et de déchargement à Whiffen Head et à la raffinerie de pétrole de Come By Chance. Pour le scénario de transport par navire, le volume d'eau que l'on estime être en contact avec les produits pétroliers était le volume d'eau moyen des zones à risque 2 à 5 (le volume moyen d'eau pour l'été et l'hiver de la zone à risque 2 a été utilisé dans ce calcul).

Dans les cas de chargement et de déchargement des navires dans les eaux marines, on estime que 13 120 L de mazout lourd sont rejetés en moyenne par événement (tableau 6-1). À une densité moyenne de 0,98 kg/L (Environnement Canada, c2001), soit l'équivalent de 83 barils de mazout lourd, un tel déversement devrait être en contact avec 1,5 x 1011 L d'eau (tableau F-3 à l'annexe F). Ce volume est calculé à partir des eaux des zones fermées que l'on trouve dans les quais et les terminaux de chargement. La concentration dans l'eau qui en résulte serait de 0,09 mg/litre (1,3 x 1010 mg/1,5 x 1011 L), ce qui est considéré comme la CEE en mer pour le chargement et le déchargement de navires.

Dans le cas du transport des mazouts lourds par navire en mer, on estime que 13 120 L de ces substances sont rejetés en moyenne par événement (tableau 6­1). À une densité moyenne de 0,98 kg/L (Environnement Canada, c2001), soit l'équivalent de 83 barils de mazout lourd, un tel déversement devrait être en contact avec 6,3 x 1012 L d'eau (tableau F-3 à l'annexe F). Ce volume est estimé à partir de la pleine mer dans la baie Placentia. La concentration dans l'eau qui en résulte serait de 0,002 mg/L (1,3 x 1010 mg/6,3 x 1012 L), ce qui est considéré comme la CEE en mer pour le transport par navire.

Dans le cas du chargement et du déchargement des navires en eau douce, on estime que 15 090 L de mazout lourd sont rejetés en moyenne par événement (tableau 6-1). À une densité moyenne de 0,98 kg/L (Environnement Canada, c2001), soit l'équivalent de 95 barils de mazout lourd, un tel déversement devrait être en contact avec 1,5 x 1011 L d'eau (tableau F-3 à l'annexe F). Ce volume est calculé à partir des eaux des zones fermées que l'on trouve dans les quais et les terminaux de chargement. La concentration dans l'eau qui en résulte serait de 0,1 mg/L (1,5 x 1010 mg/1,5 x 1011 L), ce qui est considéré comme la CEE en douce pour le chargement et le déchargement des navires.

Dans le cas du transport des mazouts lourds par navire, on estime que 15 090 litres de ces substances sont rejetés en moyenne par déversement dans l'eau douce (tableau 6-1). À une densité moyenne de 0,98 kg/L (Environnement Canada, c2001), soit l'équivalent de 95 barils de mazout lourd, un tel déversement devrait être en contact avec 6,3 x 1012 L d'eau (tableau F-3 à l'annexe F). Ce volume est estimé à partir de la pleine mer dans la baie Placentia. La concentration dans l'eau qui en résulte serait de 0,002 mg/litre (1,5 x 1010 mg/6,3 x 1012 litres), ce qui est considéré comme la CEE en eau douce pour le transport par navire.

9.2.2 Milieu terrestre

On estime qu'il y aura, au total, un cas de rejet ou moins par an lié à des activités ferroviaires impliquant le chargement, le transport et le déchargement, et un cas de rejet ou moins par an au total lié à des activités de camionnage impliquant le chargement, le transport et le déchargement, d'après les données historiques tirées de la base de données du NEMISIS (Environnement Canada, 2011a). La majorité des déversements devraient se produire dans des installations industrielles. Ces rejets peu fréquents devraient se produire sur une surface dure et non sur le sol et sont jugés peu préoccupants sur le plan écologique. En ce qui concerne le transport de ces mazouts lourds par pipeline, on s'attend à ce qu'il y ait environ un rejet par an d'après les données historiques sur les déversements tirées de la base de données du NEMISIS (Environnement Canada, 2011a).

Les rejets dans l'air n'ont pas été pris en compte dans la partie de la présente évaluation portant sur l'écologie, car la volatilité du fuel-oil n° 6 est extrêmement faible. Une procédure d'analyse et de microextraction de l'espace de tête à l'aide d'un rapport de 50 mL par litre d'eau (1:20) a permis de déterminer que la contribution du mazout C en composés volatils à la fraction soluble dans l'eau était faible, voire nulle (0 mg/L pour l'extraction de l'espace de tête et 1,7 mg/L pour la microextraction) [Murray et al., 1984]. Par conséquent, on estime que les concentrations des composants volatils perdus dans l'atmosphère est extrêmement faible.

9.3 Caractérisation des risques pour l'environnement

La démarche utilisée pour la présente évaluation écologique préalable consistait à examiner les renseignements scientifiques disponibles et à dégager des conclusions en appliquant la méthode du poids de la preuve conformément à la LCPE (1999). Pour chaque organisme paramètre, une estimation du potentiel d'effets nocifs et une concentration estimée sans effet (CESE) ont été déterminées. La CESE correspond à la plus faible VCT pour l'organisme d'intérêt divisée par un facteur d'évaluation pertinent. De plus, on a calculé la CEE pour chaque scénario d'exposition aquatique. Un quotient de risque (défini comme QR = CEE/CESE) a aussi été calculé pour chaque organisme paramètre. Il s'agit de données importantes dont il faut tenir compte dans l'évaluation des risques potentiels pour l'environnement.

Pour le scénario d'exposition marine durant le chargement, le transport et le déchargement, la VCT choisie est la CL₅₀ aiguë après 48 heures de 0,9 mg/L pour Mysidopsis almyra (mysis) (tableau F-1a à l'annexe F). Un facteur d’évaluation de 10 a été utilisé pour tous les scénarios en milieu marin afin de tenir compte de l'extrapolation des effets en laboratoire aux effets sur le terrain. Pour les scénarios d'exposition en eau douce, la VCT est la CE₅₀aiguë après 96 heures (immobilisation) de 4,1 mg/L pour l'espèce Daphnia magna en ce qui concerne le chargement ou déchargement des navires et le transport (tableau F­1a à l'annexe F). Un facteur d’évaluation de 10 a également été utilisé pour tenir compte de l'extrapolation des effets en laboratoire aux effets sur le terrain.

Le tableau 9-1 présente les quotients de risque pour les mazouts lourds pour les scénarios d'exposition aquatique. Seuls les déversements dans l'eau de mer pendant le chargement et le déchargement des navires ont été jugés potentiellement nocifs pour les poissons, puisque le quotient de risque est égal ou supérieur à 1.

Pour tous les scénarios de déversement en milieu aquatique, le volume nécessaire pour obtenir un quotient de risque égal à 1 a été déterminé (tableau 9-2). La fréquence des déversements au-dessus de ce seuil a été déterminée à partir de la base de données du NEMISIS d'Environnement Canada (Environnement Canada, 2011a).

Il y a eu 108 déversements en eau de mer et 53 déversements en eau douce au Canada de 2000 à 2009 (Environnement Canada, 2011a).

Pour le transport maritime du mazout lourd en eau de mer et en eau douce, des volumes de déversement de 890 000 L (890 tonnes) et d'approximativement 7 millions de litres (7 000 tonnes), respectivement, sont requis afin d'obtenir un quotient de risque de 1 pour les organismes aquatiques. Aucun des déversements signalés entre 2000 et 2009 ne dépassait le volume seuil durant le transport maritime. Par conséquent, le nombre de déversements par année au-dessus de ce volume devrait être de 0. Les déversements en eau de mer et en eau douce au cours du transport maritime ne devraient donc pas avoir d'effets nocifs pour les organismes aquatiques.

Il y a un pourcentage supérieur de déversements déclarés au-dessus du volume seuil pendant le chargement et le déchargement des navires dans des milieux marins et d'eau douce (13 % pour le milieu marin; 11 % pour celui d'eau douce) (tableau-9-1). En raison de la faible fréquence de ces événements, ce pourcentage donne un déversement au-dessus du volume seuil par année dans les eaux marines et moins d'un déversement par année en eau douce. La portée limitée des exigences de déclaration du NEMISIS peut conduire à une faible estimation de la fréquence des déversements, bien que cela ne soit pas particulièrement préoccupant dans le cas des déversements dans l'eau, car le NEMISIS exige la déclaration de déversements en mer ou ceux qui enfreignent la Loi sur les pêches. Toutefois, la base de données du NEMISIS peut contenir de l’information sur d'autres mazouts que le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel résiduel, étant donné que tous les déversements étaient génériquement considérés comme du mazout C, ce qui pourrait entraîner une surestimation les déversements. Par conséquent, d'après le nombre relativement réduit de déversements par année supérieurs aux volumes seuils nécessaires pour avoir un quotient de risque supérieur à 1, les déversements de ces fuel-oil dans l'eau pendant le chargement et le déchargement sont jugés rares et entraînent un faible risque d'effets nocifs pour les organismes aquatiques.

Ces volumes de déversement ont été calculés à partir de modèles mis au point par le Risk Management Research Institute (RMRI, 2007) concernant le volume déversé et les concentrations de substances pétrolières dans l'eau. Ces modèles tiennent compte de la dispersion de la substance pétrolière déversée; le volume de déversement calculé lié à un quotient de risque de 1 ne correspond donc 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, soit avant que survienne une dispersion importante.

Les oiseaux aquatiques n'ont pas été inclus dans l'analyse du quotient de risque en raison du manque de renseignements sur la toxicité de ces mazouts lourds concernant les oiseaux. Toutefois, les rapports d'étude sur le terrain et les expériences ont montré que ces mazouts lourds sont dangereux pour les oiseaux aquatiques par ingestion (CONCAWE, 1998; Ainley, 1978, 1981; Michigan, 2010), en cas de contact avec les plumes (Environnement Canada, 2011b) et avec les œufs (CONCAWE, 1998; Szaro, 1979; Grau et al., 1977; Wootton et al., 1979). En raison de la fréquence relativement faible de déversements pendant le transport, ils ne devraient pas nuire aux oiseaux.

De 2000 à 2009, la base de données du NEMISIS comportait un nombre relativement faible de déversements de combustible de soute C à partir de camions (32 déversements) et de trains (11 déversements). Compte tenu de la cause et des raisons liées à chaque déversement à partir des trains et des camions, il devrait y avoir moins d'un déversement par année pour chacune de ces opérations : chargement, transport et déchargement. Aucune tentative n'a été faite pour déterminer la quantité de pétrole résiduel après les efforts de restauration en raison d’un manque de données. Par conséquent, les effets terrestres potentiels liés à un déversement lié au transport par camion ou train de ces trois substances seront probablement peu préoccupants pour l'environnement en raison de la faible fréquence de ces déversements. Par ailleurs, les déversements liés au chargement et au déchargement des camions se produiront vraisemblablement sur une surface dure, de sorte que le sol ne devrait pas être exposé.

Aucun scénario d'exposition n'a été élaboré pour le sol ou l'air en raison du nombre limité de rejets dans ces milieux environnementaux.

Ces trois substances sont également transportées par pipeline. Treize déversements de mazout C ont été déclarés entre 2000 et 2009 dans la base de données du NEMISIS pour ce qui est du transport par pipeline (Environnement Canada, 2011a). Le nombre estimé de rejets est donc de un par année. En raison de la faible fréquence des rejets de combustible de soute C liés aux pipelines, il est considéré qu'ils posent un faible risque de danger pour les organismes terrestres.

Dans l'ensemble, il y a un faible risque de nuire aux organismes aquatiques (poisson, invertébrés, algue) et terrestres (invertébrés, plantes) étant donné la fréquence et l'ampleur actuelles des rejets de fuel-oil n° 4, de fuel-oil n° 6 et de fuel-oil résiduel dans les milieux aquatiques, marins et terrestres.

D'après les renseignements disponibles, ces mazouts lourds contiennent des composants, tels que certains hydrocarbures aromatiques polycycliques, qui peuvent être persistants dans l'air et être transportés sur de grandes distances vers des régions éloignées. Ils contiennent également certains composants qui pourraient persister dans le sol, l'eau et les sédiments, augmentant ainsi la durée d'exposition aux organismes. Les mazouts lourds évalués dans le présent rapport devraient également contenir des composants dont le potentiel de bioaccumulation est très élevé. D'après certaines études, la plupart des composants ne seront probablement pas sujets à la bioamplification dans les réseaux trophiques. Toutefois, il semble que cela puisse être le cas pour les HAP alkylés.

En général, les poissons peuvent métaboliser efficacement 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 certains HAP à trois, quatre, cinq et six cycles qui étaient bioconcentrés à des niveaux élevés (FBC supérieur à 5 000) par les invertébrés (p. ex. daphnies, mollusques), 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 de ces composants peuvent également être persistants dans les sédiments pendant de longues périodes, ce qui peut augmenter la durée d'exposition des invertébrés benthiques à ces composants.

La bioaccumulation des composés aromatiques peut être plus faible dans les milieux 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 l'espèce Daphnia(McCarthy et al., 1985).

D'après les renseignements disponibles,ces mazouts lourds présentent une toxicité modérée à élevée pour les organismes aquatiques (poisson, invertébrés, algues), ainsi que pour les oiseaux en mer et leurs œufs.

La nature, l'ampleur et la fréquence des déversements constituent des facteurs clés à considérer dans la caractérisation des risques de ces substances pour l'environnement. Les déversements qui surviennent pendant la manutention du fuel-oil n° 4, du fuel-oil n° 6 et du fuel-oil résiduel peuvent nuire à la vie aquatique dans les eaux marines confinées aux environs des quais de chargement ou de déchargement. Toutefois, d'après la faible fréquence (moins de un par année) des déversements, et la faible exposition de l'environnement à ces derniers, le risque de nuire à l'environnement est faible.

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 proposé que le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel (n^os CAS 68476-31-3, 68553-00-4 et 68476-33-5) ne satisfont pas aux critères des alinéas 64a) ou 64b) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement [LCPE (1999)], puisqu’ils ne pénètrent pas dans l'environnement en des quantités ou concentrations 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 liées à chaque composant de l'évaluation actuelle, notamment la sélection et la quantification des structures représentatives, les estimations de l'exposition, les estimations des effets et la caractérisation des risques.

Toute la modélisation des propriétés physiques et chimiques, de la persistance, de la bioaccumulation et des caractéristiques de toxicité des substances est fondée sur les structures chimiques. Comme le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et fuel-oil résiduel sont considérés comme des substances UVCB, ils ne peuvent être représentés par une seule structure chimique distincte. La composition chimique de ces trois substances n'est pas bien définie. Le nombre, l'identité et la proportion des composés formant les différents groupes de mazouts lourds portant le même n° CAS peuvent varier grandement en fonction des conditions d'exploitation, des charges d'alimentation et des unités de traitement. Aux fins de modélisation, on a donc trouvé un ensemble de structures représentatives offrant des estimations moyennes pour toute la gamme de composants susceptibles d'être présents. Plus précisément, ces structures ont été utilisées pour évaluer le devenir et les propriétés dangereuses de ces mazouts lourds. Étant donné que la même chaîne carbonée et le même type de composant peuvent être associés à plusieurs structures représentatives, il est reconnu que des incertitudes liées à la structure existent pour cette substance. Dans le cas présent, on a utilisé les propriétés physiques et chimiques de 45 structures représentatives pour estimer le comportement général de ces mazouts lourds, dans le but de représenter l'échelle attendue en ce qui concerne les caractéristiques physiques et chimiques. Étant donné le nombre élevé de permutations probables du type et du pourcentage des structures des mazouts lourds, des incertitudes entourent les résultats de la modélisation.

Des incertitudes sont également associées à l'utilisation des renseignements sur les déversements qui ont eu lieu dans le passé extraits de la base de données du NEMISIS pour les urgences (Environnement Canada, 2011a). Les exigences de déclaration à NEMISIS sont limitées aux rejets 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, aux 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 aux 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.

En raison du manque de renseignements sur le fuel-oil n° 4 et le fuel-oil résiduel, la plupart des données utilisées dans la présente évaluation préalable sont fondées sur le fuel-oil n° 6. Le fuel-oil n° 4 et le fuel-oil résiduel sont un mélange de distillats et de mazouts lourds (résiduels) dont les propriétés sont vraisemblablement semblables à celles du fuel-oil n° 6.

La présente évaluation comprend la prévision des effets sur le biote à l'aide d'intrants (données mesurées) des modèles et de valeurs d'accumulation ou d'exposition modélisées. Ce processus repose habituellement sur des expositions modélisées pour les organismes des niveaux trophiques supérieurs. Cependant, comme tous les modèles constituent une version simplifiée des systèmes ou processus naturels, ils reposent sur un certain nombre d'hypothèses. Ces hypothèses, à leur tour, créent des incertitudes dans les résultats.

Les calculs de modélisation des FBA sont issus d'une grande base de données de valeurs mesurées de FBA des Grands Lacs pour des produits chimiques qui sont peu métabolisés (p. ex. biphényles polychlorés [BPC]). Dans le cas de la biotransformation métabolique, les prévisions modélisées des FBA sont généralement aux FBA mesurés chez les poissons. Il se peut que le modèle ne tienne pas compte de manière adéquate de la biotransformation au premier niveau trophique pour les produits chimiques qui sont facilement biotransformées par les invertébrés et le plancton. De nombreux hydrocarbures pétroliers sont métabolisés rapidement, soit dans une certaine mesure par les invertébrés et à des niveaux beaucoup plus élevés chez les poissons.

Les connaissances actuelles et le jugement ont été utilisés dans la présente évaluation afin de déterminer la CESE pour le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel, pour lesquels des facteurs d'évaluation génériques ont été utilisés. Ces facteurs ne sont pas des valeurs mathématiques absolues, il s’agit plutôt d’outils pour traiter les données auxquelles est associé un certain niveau d'incertitude qui ne peut être quantifié.

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10. Potentiel d'effets nocifs sur la santé humaine

10.1 Évaluation de l’exposition

La caractérisation des risques pour la santé humaine liés à une exposition potentielle au fuel-oil n° 4, au fuel-oil n° 6 et au fuel-oil résiduel tient compte de leurs utilisations finales au Canada.

Ces mazouts lourds se distinguent par leur point d'écoulement et leur viscosité, comme l'indiquent les descriptions des n^os CAS (NCI, 2006). Ces propriétés déterminent les applications et les types d'appareils de combustion qui utiliseront ces carburants, par exemple un brûleur, une chaudière, une génératrice ou un moteur. Les raffineries produisent et brûlent ces combustibles sur place; ils peuvent également être utilisés pour la production d'électricité et de vapeur par les entreprises de services publics et l'industrie et pour d'autres applications énergétiques (tableau C-2 à l'annexe C). La combustion de la majeure partie de ces mazouts lourds fabriqués ou importés au Canada se fait dans le secteur manufacturier (en particulier les pâtes et papiers), dans le domaine du transport maritime, du chauffage commercial ou institutionnel ainsi que dans d'autres applications nécessitant une combustion, comme l'indique le tableau C-3 à l'annexe C (Statistique Canada, 2007). La tendance de consommation renvoie à des utilisations principalement industrielles de ces mazouts lourds et à une utilisation résidentielle très limitée.

Le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel ne sont pas commercialisés à l'intention de la population générale; ils nécessitent des équipements de combustion spécialisés et de grande taille pour le chauffage, ce qui exclut les applications résidentielles à petite échelle et limite l'utilisation par la population générale (Statistique Canada, 2007). L'utilisation résidentielle ne représente que 0,4 % de la tendance de consommation des mazouts lourds (consulter le tableau C-3 de l'annexe C) et elle est limitée aux systèmes de chauffage pour immeubles résidentiels à logements multiples en raison de la nature de la chaudière et du brûleur requis. L'accès des résidents à ces systèmes de chauffage, et donc à ces combustibles, est par conséquent improbable (Nouveau-Brunswick, 2009). En conséquence, on ne s'attend pas à ce que la population générale soit exposée par voie cutanée (CONCAWE, 1998; Statistique Canada, 2007).

Il a été noté que le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-résiduel peuvent parfois être utilisés en très petite quantité comme solvant pour nettoyer des produits à base de pétrole qui se trouvent sur des outils ou les mains des travailleurs. Cependant, ces utilisations semblent très peu probables en raison de la viscosité, de la couleur et de l'odeur de ces carburants (CONCAWE, 1998). Par conséquent, l'utilisation de ces mazouts lourds comme solvants de dégraissage n'est pas prise en considération.

Les propriétés physiques de ces substances, notamment la couleur, la mauvaise odeur et la viscosité, rendent très improbable l'ingestion accidentelle (CONCAWE, 1998; Statistique Canada, 2007).

Le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel résiduel ont une pression de valeur très faible et sont le plus souvent utilisés à des températures ambiantes (CONCAWE, 1998); par conséquent, des rejets importants de vapeur dans l'air, entraînant une exposition de la population générale par inhalation, ne devraient pas se produire. Toutefois, des émissions de vapeurs peuvent se produire lorsque le fuel-oil n° 6 est chauffé avant le transport ou l'utilisation. Le profil d'utilisation de cette substance indique qu'elle se retrouve surtout dans l'industrie, le transport maritime et le secteur des services publics; ainsi, le risque d'exposition de la population générale du Canada est faible (Statistique Canada, 2007; CONCAWE, 1998).

Les expositions potentielles aux mazouts lourds découlant des utilisations industrielles, de l'entreposage ou du transport entre les installations ont été précédemment prises en compte dans les rapports d'évaluation préalable sur les mazouts lourds du groupe 1 et du groupe 2 (Environnement Canada, Santé Canada, 2011, 2013); on considère également que les conclusions de ces évaluations s'appliquent aux n^os CAS des mazouts lourds du groupe 3. L'exposition de la population générale à ces substances résultant de la combustion sur place, de l'entreposage ou du transport est jugée négligeable.

Le niveau de confiance associé à l'évaluation de l'exposition, basée sur les utilisations et les propriétés des mazouts lourds, est élevé, malgré le manque de données de surveillance. L'équipement spécialisé requis pour la combustion des mazouts lourds limite fortement l'utilisation résidentielle ou personnelle. De plus, la confirmation de la part de l'industrie relativement à la formulation et à la disponibilité du fuel-oil no 4 au Canada vient appuyer l'affirmation selon laquelle l'utilisation par la population générale, et l'exposition de cette dernière, est limitée dans le cas des produits de commande spéciale (communication personnelle, conversation téléphonique du 28 mai 2010 entre Shell Canada et la Division du pétrole, du gaz et de l'énergie de remplacement d'Environnement Canada; source non citée).

10.2 Évaluation des effets sur la santé

Étant donné le nombre restreint d'études s'intéressant aux effets sur la santé du fuel-oil n° 4, du fuel-oil n° 6 et du fuel-oil résiduel, un ensemble de données toxicologiques adéquates n'a pu être obtenu pour ces substances. Par conséquent, les données relatives aux effets sur la santé ont été rassemblées en un ensemble de mazouts lourds connexes afin de produire un profil exhaustif pour les trois mazouts faisant l'objet de la présente évaluation. L'annexe G comporte un aperçu des renseignements disponibles quant aux effets sur la santé des animaux de laboratoire. Un résumé des principales études est présenté ci-dessous.

Les mazouts lourds présentent une faible toxicité aiguë chez les animaux de laboratoire. Des rats mâles et femelles ont été exposés à des concentrations de 2 100, 3 300 et 4 800 mg/m³ de fuel-oil résiduel en aérosol. Parmi les effets observés figuraient une difficulté respiratoire, un halètement et une activité réduite à toutes les concentrations testées; la concentration létale médiane (CL₅₀) obtenue était de 4 100 mg/m³ (Bio/dynamics Inc., 1987). Le fuel-oil n° 6 présentait des doses létales médianes par voie orale (DL₅₀) variant de 5 130 à moins de 25 000 mg/kg de poids corporel (p.c.) chez les rats. D'autres valeurs de DL₅₀ par voie orale concernant les mazouts lourds connexes allaient de plus de 2 000 à 5 898 mg/kg p.c. chez les rats. Dans le cas du fuel-oil n° 4 chez les souris, une valeur de DL₅₀ par voie cutanée était supérieure à 40 000 mg/kg p.c. Le fuel-oil n° 6 présentait des valeurs de DL₅₀ par voie cutanée variant de plus de 4 940 à plus de 5 350 mg/kg p.c. chez les lapins. Une irritation cutanée minimale à modérée a été observée dans tous les cas d'exposition aiguë par voie cutanée (API, 2004; CONCAWE, 1996, 1998; USEPA, 2005; Commission européenne, 2000b).

Une étude portant sur les effets du fuel-oil n° 4 sur la santé par suite d'une exposition répétée par inhalation a été relevée. Une concentration minimale avec effet nocif observé (CMENO) de 50 à 300 mg/m³ a été établie d'après la diminution du gain en poids corporel dans une étude de toxicité subchronique portant sur des rats mâles et femelles exposés à une concentration de 50 ou 300 mg/m³ pendant 90 jours (la concentration réelle à laquelle cet effet a été observé n'était pas précisée) [Cowan et Jenkins, 1981]. Une diminution de poids corporel et une augmentation du poids du foie ont été observées dans une étude connexe portant sur des rats mâles et femelles Fischer 344 exposés à la substance portant le n° CAS 64742-90-1 à des concentrations de 540 ou 2 000 mg/m³ pendant 9 jours (Gordon, 1983).

Plusieurs études de durée variable sur l'exposition par voie cutanée ont été menées pour le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel. Ces études d’une durée de 12 jours à 60 semaines comportaient l’administration de doses variant de 250 à 40 000 mg/kg p.c. par jour à des souris, des rats et des lapins. Les effets choisis incluaient une augmentation de la mortalité, une diminution du poids corporel, un gain de poids corporel et de la consommation d'aliments, des changements du poids de la rate, du foie et des reins, des lésions rénales macroscopiques, une hématopoïèse extramédullaire dans la rate, une anémie, une caryomégalie, une nécrose multifocale et dégénérescence vacuolaire des cellules centrolobulaires du foie, ainsi qu'une hyperplasie épithéliale de la muqueuse de la vessie. Une irritation et des lésions importantes de la peau ont également été observées au site d'épandage dans toutes les études (Schultz et al., 1981; Easley et al., 1982; NTP, 1986; API, 1980a, 1980b, 1980c; 1980d, UBTL, 1987, 1988).

Des effets sur la santé ont été observés chez les rates CD gravides exposées à la substance portant le n° CAS 64741-62-4 pendant la gestation. Une dose minimale avec effet nocif observé (DMENO) de 1 mg/kg p.c. par jour a été déterminée d'après les diminutions du poids corporel, du gain de poids corporel, de la consommation alimentaire et du poids de l'utérus gravide, ainsi que d'après la présence d'exsudats vaginaux rouges (Hoberman et al., 1995). Dans d'autres études, une DMENO de 8 mg/kg p.c. par jour a été établie d'après une augmentation du poids du foie, une réduction de la numération plaquettaire et une irritation modérée de la peau chez des rats Sprague-Dawley mâles et femelles après une exposition subchronique aux substances portant le n° CAS 64741-62-4 ou 64741-81-7 (Feuston et al., 1994, 1997; Mobil, 1988, 1994b). Parmi les autres effets généraux observés dans ces études, notons les suivants : mortalité accrue, diminution du gain de poids corporel, du poids corporel et du poids du thymus, diminution du nombre de cellules lymphoïdes dans le thymus et paramètres chimiques du sérum et sanguins anormaux.

Il convient de remarquer que des effets systémiques ont été observés dans le cas de mazouts lourds connexes à des expositions par voie cutanée à faibles doses (1 et 8 mg/kg p.c.); toutefois, aucune étude évaluant le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 ou le fuel-oil résiduel à des concentrations inférieures à 250 mg/kg p.c. par jour n'a été recensée. Il convient toutefois de noter que plusieurs de ces dernières études sur le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel n'ont pas présenté d'effets systémiques à une concentration de 250 mg/kg p.c. par jour, ce qui laisse entendre que certains des mazouts lourds connexes peuvent être plus toxiques par voie cutanée plus élevées que les trois mazouts lourds dont les n^os CAS sont étudiés dans la présente évaluation.

Dans le cadre d’une étude sur l'exposition par voie orale, une DMENO supérieure ou égale à 125 mg/kg p.c. ou plus a été établie après avoir observé une diminution du gain de poids corporel et du poids du thymus chez des rates Sprague Dawley gravides auxquelles on avait administré la substance portant le n° CAS 64741-62-4 pendant la gestation (Feuston et Mackerer, 1996).

Des études sur la génotoxicité in vivo ont été relevées pour les mazouts lourds connexes. Des résultats positifs ont été observés pour les substances portant les n^os CAS 64742-90-1 et 64741-62-4 en ce qui concerne l'induction de micronoyaux et la synthèse d'acide désoxyribonucléique (ADN) non programmée lorsque les substances ont été administrées par gavage à des rats et des souris, respectivement (Khan et Goode, 1984; API, 1985a). Des résultats positifs ont aussi été rapportés dans le cas du n° CAS 64741-62-4 pour l'échange de chromatides sœurs lorsque la substance a été administrée par injection intrapéritonéaleà des souris (API, 1985b). Par contre, les résultats étaient négatifs concernant les n^os CAS 64741-57-7 et 64741-62-4 pour l'induction de micronoyaux et les aberrations chromosomiques lorsque les substances ont été appliquées par voie cutanée ou administrées par injection intrapéritonéale à des rats (Mobil, 1987d; API, 1985c).

Les études sur la génotoxicité in vitro pour le fuel-oil n° 4 et le fuel-oil n° 6 ont donné des résultats négatifs pour le test d'Ames, le test des échanges de chromatides sœurs et le test sur cellules de lymphomes de souris, ainsi que pour les mutations directes et l'inhibition de la transformation morphologique (NTP 1986; Schultz et al., 1981; Vandermeulen et al., 1985; Farrow et al., 1983; Vandermeulen et Lee, 1986; Blakeslee et al., 1983). Par contre, des résultats positifs ont été observés dans le cas des mazouts lourds connexes, notamment dans les tests d'Ames et d'Ames modifié ou dans celui sur cellules de lymphomes de souris, ainsi que pour la transformation cellulaire et la synthèse d'ADN non programmée (Brecher et Goode, 1983, 1984; Blackburn et al., 1984, 1986; API, 1985c, 1985d, 1986a; Mobil, 1985; Feuston et al., 1994).

Le fuel-oil n° 4 a été classé par la Commission européenne comme cancérogène de catégorie 3 (R40 : effet cancérogène suspecté – preuves insuffisantes). Le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel ont été classés comme des cancérogènes de catégorie 2 (R45 : peut provoquer le cancer) (Commission européenne, 1994; ESIS, c1995-2012). La Commission européenne a adopté le Système général harmonisé de classification et d'étiquetage des produits chimiques des Nations Unies, selon lequel le fuel-oil n° 4 est classé comme un cancérogène de catégorie 2 (H351 : susceptible de provoquer le cancer) etle fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel, comme des cancérogènes de catégorie 1B (H350 : peut causer le cancer) (Commission européenne, 2008). Le Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) a déterminé la classification générale des mazouts (lourds) résiduels dans le groupe 2B (peut-être cancérogène pour l'homme) (CIRC, 1989a).

La cancérogénicité du fuel-oil n° 4 a été évaluée dans une étude par badigeonnage menée chez des souris. Le nombre de souris présentant des tumeurs cutanées (carcinomes et papillomes des cellules squameuses) a augmenté après une exposition cutanée de deux ans à des doses de 250 ou 500 mg/kg p.c. de fuel-oil n° 4 (NTP, 1986). Le fuel-oil résiduel de craquage thermique et un mélange de fuel-oil de distillation directe et de fuel-oil résiduel se sont révélés cancérogènes par voie cutanée après l'exposition de souris à une dose d'environ 592 mg/kg p.c. pendant toute leur vie (Exxon Biomedical Sciences Inc., 1992). Dans le cadre d’une étude par badigeonnage d'un mazout lourd connexe (n° CAS 64741-62-4), on a appliqué la substance sur la peau de souris mâles à raison de 8,4, 16,8, 42, 83,8 ou 167,6 mg/kg p.c., trois fois par semaine, pendant toute leur vie. Une formation significative de tumeurs cutanées a été observée à toutes les doses et augmentait en fonction de la dose (McKee et al., 1990).

Dans le cadre d’une étude sur l'initiation tumorale, on a exposé par voie cutanée des souris mâles à une dose de 16,8 mg/kg p.c. de la substance portant le n° CAS 64741-62-4, et ce, pendant cinq jours consécutifs (suivi d'une exposition à un agent de promotion pendant 25 semaines). Une formation importante de tumeurs cutanées a été constatée à cette dose avec une période de latence de 16 semaines. Dans l'étude de promotion correspondante, on a observé une hausse statistiquement significative du nombre de souris présentant des masses observables de manière macroscopique (et des temps de latence réduits), ce qui indique que cette substance peut favoriser légèrement la formation de tumeurs (API, 1989).

Les résultats indiquent que, en général, les mazouts lourds présentent une activité cancérogène chez les souris exposées par voie cutanée.

Il est reconnu que les mazouts lourds peuvent présenter des concentrations importantes de constituants qui présentent des signes d'activité cancérogène sous forme de substance unique, comme certains types d'hydrocarbures aromatiques polycycliques. Le gouvernement du Canada a déjà mené une évaluation des risques pour la santé humaine portant sur cinq HAP, évaluation qui consistait en un examen critique des données pertinentes dans le cadre du Programme d'évaluation des substances d’intérêt prioritaire. En se basant principalement sur les essais biologiques de cancérogénicité menés sur des modèles animaux, on a qualifié ces HAP (benzo[a]pyrène, benzo[b]fuoranthène, benzo[j]fluoranthène, benzo[k]fluoranthène et indeno[1,2,3-cd]pyrène) de substances probablement cancérogènes pour l'homme(c’est-à-dire des substances qu'on croit présenter un risque d'effet nocif quel que soit le niveau d'exposition); ils ont également été jugés « toxiques » aux termes de l'alinéa 11c) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (Canada, 1994). En raison du manque d'exposition aux mazouts lourds, l'évaluation de la contribution des constituants des mazouts lourds à l'activité cancérogène ne s'inscrit pas dans la portée de la présente évaluation.

Une DEMNO pour la reproduction par voie cutanée de 1,0 mg/kg p.c. par jour a été déterminée chez les rates CD gravides exposées à la substance portant le n° CAS 64741-62-4 pendant la gestation (Hoberman et al., 1995). Les effets comprenaient une diminution du nombre de fœtus vivants, une incidence accrue des cas de résorption, une augmentation des résorptions précoces et du pourcentage de résorption ou de mort des conceptus par portée. Des variations touchant le développement des fœtus ont également été observées dans le cadre de cette étude, mais les auteurs considèrent que ces réactions ne sont pas liées à la substance. Une DEMNO pour le développement par voie cutanée de 8,0 mg/kg p.c. par jour a été déterminée chez les rates Sprague-Dawley gravides exposées à la substance portant le n° CAS 64741-62-4 pendant la gestation (Feuston et al., 1989; Mobil, 1987^e). Au nombre des effets, notons des malformations fœtales externes, dont la fente palatine, la micrognathie (développement incomplet de la mâchoire inférieure) et la queue déformée.

Il convient de souligner que les mazouts lourds, en tant que groupe, ont révélé des effets importants sur la santé. Toutefois, on a observé une différence entre les trois mazouts lourds étudiés dans la présente évaluation et les mazouts lourds connexes concernant leur potentiel génotoxique (les résultats liés au fuel-oil n° 4 et le fuel-oil n° 6 étaient négatifs contrairement aux résultats associés aux mazouts lourds connexes) et leur activité (des effets cutanés ont été établis à 250 mg/kg p.c. pour les trois mazouts lourds, mais à 1 et 8 mg/kg p.c. dans le cas des mazouts lourds connexes). Il est toutefois possible que les renseignements relatifs aux effets sur la santé présentés dans l'annexe G soient prudents concernant la représentation du fuel-oil n° 4, du fuel-oil n° 6 ou du fuel-oil résiduel.

10.3 Caractérisation des risques pour la santé humaine

Une priorité élevée a été accordée à la prise de mesures à l’égard du fuel-oil n° 4 et du fuel-oil n° 6 durant la catégorisation visant la LIS, car on estime qu’ils présentent un risque élevé pour la santé et le plus fort risque d’exposition ou un risque d’exposition intermédiaire pour les particuliers au Canada. Il a été déterminé que le fuel-oil résiduel présentait un risque élevé pour la santé humaine. La cancérogénicité constituait un effet critique pour la catégorisation initiale de ces substances, compte tenu des classifications établies par des organismes internationaux et de quelques études par badigeonnage de la peau, menées sur des animaux de laboratoire, qui ont permis de déterminer la formation de tumeurs cutanées à la suite d'une application chronique par voie cutanée de fuel-oil n° 4 ou de fuel-oil résiduel (NTP, 1986; Exxon Biomedical Sciences Inc., 1992). Ces substances ont été classées par la Commission européenne comme étant des cancérogènes de catégorie 2 ou 3 (Commission européenne, 1994; ESIS, c1995-2012), par le Système général harmonisé de classification et d'étiquetage des produits chimiques, adopté par la Commission européenne, comme étant des cancérogènes de catégorie 1B ou 2 (Commission européenne, 2008) et par le CIRC comme étant des cancérogènes du groupe 2B (CIRC, 1989a).

L'utilisation du fuel-oil n° 4, du fuel-oil n° 6 et du fuel-oil résiduel est essentiellement limitée aux industries pour la production de chaleur et d'énergie, ainsi qu'au transport maritime. Toutefois, ils peuvent également être utilisés pour chauffer certains immeubles résidentiels à logements multiples. Dans ce cas, les résidents ne devraient pas avoir accès à ces combustibles. Les mazouts lourds ne sont pas commercialisés à l'intention du public et, comme ils présentent des pressions de vapeurs faibles, la population générale ne devrait pas y être exposée. Par conséquent, on estime que le risque pour la santé humaine présenté par ces substances est faible.

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

Comme le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et fuel-oil résiduel sont des substances UVCB, leur composition ne peut être définie que de manière générale. Les substances et les différents lots d'une substance portant le même n° CAS peuvent varier en fonction des charges d'alimentation, des unités de traitement et des conditions de raffinage, ainsi que des composés de fluidification utilisés pour répondre aux spécifications du produit final. Cette variabilité aura une incidence sur l'identité, les concentrations et les proportions des composés constituant les échantillons, ce qui complique l'obtention d'un ensemble de données toxicologiques vraiment représentatives, étant donné que les propriétés physico-chimiques ne sont pas rigoureusement définies.

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11. Conclusion

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 proposé que le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel (n^os CAS 68476-31-3, 68553-00-4 et 68476-33-5) ne satisfont pas aux critères des alinéas 64a) ou 64b) de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement [LCPE (1999)], puisqu’ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à avoir, immédiatement ou à long terme, un effet nocif sur l'environnement ou sur la diversité biologique, ou à mettre en danger l'environnement essentiel pour la vie.

La population générale ne devrait pas être exposée au fuel-oil n° 4, au fuel-oil n° 6 ni au fuel-oil résiduel en raison du nombre limité d'utilisations résidentielles et de l'accès restreint à ces carburants. Le risque pour la santé humaine est donc considéré comme faible. En conséquence, il est proposé de conclure que le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel (n^os CAS 68476-31-3, 68553-00-4 et 68476-33-5) ne satisfont pas aux critères de l'alinéa 64(c) de la LCPE (1999), puisqu’ils ne pénètrent pas dans l'environnement en une quantité ou concentration ou dans des conditions de nature à constituer un danger au Canada pour la vie ou la santé humaines.

Par conséquent, il est conclu que le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6 et le fuel-oil résiduel (n° CAS 68476-31-3, 68553-00-4 et 68476-33-5) ne satisfont pas aux critères énoncés à l'article 64 de la LCPE (1999).

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Références

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Annexes

• Annexe A : Groupes de substances pétrolières
• Annexe B : Tableaux de données sur les propriétés physiques et chimiques du fuel-oil n° 4, du fuel-oil n° 6 et du fuel-oil résiduel
• Annexe C : Production et transport du fuel-oil n° 6, du fuel-oil n° 4 et du fuel-oil résiduel
• Annexe D : Processus de devenir des mazouts lourds dans l’environnement
• Annexe E : Persistance et bioaccumulation..
• Annexe F : Renseignements écotoxicologiques
• Annexe G : Sommaire des données relatives aux effets sur la santé concernant le fuel-oil n° 4, le fuel-oil n° 6, le fuel-oil résiduel et des mazouts lourds connexes