Concentrations dans l'environnement

Atmosphère et précipitations

On n'a pas relevé de données de surveillance pour le DNOC dans l'atmosphère ou les précipitations au Canada. Le tableau 3 résume les données de surveillance provenant d'autres pays.

¹ ns = non spécifié.
² À moins d'indication contraire, les chiffres entre crochets indiquent l'intervalle des valeurs, s'il en est (p. ex. [minimum-maximum]).

Le DNOC a été décelé dans l'atmosphère et les précipitations à un certain nombre d'endroits en Europe, mais l'épandage de pesticides n'explique pas à lui seul la présence de phénols nitrés dans la pluie (Leuenberger et al., 1988). Il a été démontré que le DNOC passe facilement de la phase gazeuse à la phase aqueuse, et il n'est pas surprenant que cette substance ait été retrouvée dans l'eau de pluie (Schwarzenbach et al., 2003). Le DNOC a été décelé au Danemark, même s'il n'avait pas été utilisé au cours des dix dernières années (Danish Environmental Protection Agency, 2001). Les concentrations mesurées dans la pluie au Danemark sont du même ordre de grandeur que celles décelées en Angleterre, en Allemagne et en Suisse.

Comme il était impossible de relever des données de surveillance pour le DNOC dans l'atmosphère ou les précipitations au Canada, plusieurs scénarios de rejet ont été créés afin de calculer la quantité de DNOC qui pourrait être rejetée dans les eaux réceptrices au Canada à la suite de l'entraînement par la pluie de cette substance présente dans l'atmosphère. Les scénarios comprenaient des données sur les précipitations provenant de 12 villes canadiennes, une estimation de la quantité de DNOC présente dans l'eau de pluie et des chiffres sur les eaux de ruissellement des zones bâties et naturelles qui sont traitées par une SEEU. On a présumé que l'événement de précipitation qui éliminerait le DNOC de l'atmosphère serait une forte chute de pluie, et que cette substance serait entraînée au tout début et non pendant toute la durée de l'événement. La concentration de DNOC utilisée dans le scénario est fondée sur les valeurs pour les précipitations en Europe dont on a jugé qu'elles étaient des concentrations réalistes possibles de DNOC dans l'air au Canada. La concentration moyenne de DNOC dans l'eau des nuages du nord de l'Allemagne (4,2 µg/L) a été choisie. On a présumé que l'eau de pluie serait rejetée comme une source ponctuelle par une SEEU, mais qu'elle ne serait pas traitée parce que l'efficacité d'élimination d'une SEEU pendant un orage est probablement faible. Les plus fortes concentrations de DNOC ont été mesurées dans les eaux réceptrices provenant des SEEU de London, Ontario (0,0023 mg/L), de Guelph, Ontario (0,0023 mg/L) et de Granby, Québec (0,0025 mg/L).

Concentrations en milieu aquatique

On n'a pas relevé de données de surveillance récentes pour le DNOC en milieu aquatique au Canada. Des données plus anciennes sur les concentrations de cette substance dans les eaux canadiennes et celles d'autres pays sont résumées dans le tableau 4.

¹ ns = non spécifié; nd = non décelé.
² Les chiffres entre crochets indiquent l'intervalle des valeurs, s'il en est (p. ex. [minimum-maximum]).
³ La concentration moyenne dans l'effluent est mentionnée pour donner une idée de l'exposition qui en résulte. Cette valeur n'a pas été incluse dans la section sur les rejets de DNOC parce que des renseignements sur les quantités d'effluent et le taux de rejet n'ont pas été fournis.

Comme on n'avait pas relevé de données de surveillance récentes pour l'eau de surface au Canada, un modèle a été utilisé pour calculer l'exposition en milieu aquatique. Le scénario a fait appel au modèle ChemSim (Environnement Canada, 2003c) pour prédire les valeurs de l'exposition. Des calculs du modèle ont été effectués pour trois valeurs du débit du cours d'eau et deux taux de charge (calculés dans la section sur les rejets de DNOC), soit en tout six calculs. Tel qu'indiqué dans le scénario de rejet, on présume que le DNOC est utilisé pendant toute l'année et qu'il est rejeté continuellement (24 heures par jour) au cours de l'année (350 jours d'exploitation). Deux valeurs du faible débit du cours d'eau (le 2^e centile et demi et le 10^e centile) ont été choisies pour calculer les valeurs estimées de l'exposition (VEE) en période d'étiage. La valeur du débit au 50^e centile a aussi été choisie pour calculer les VEE dans des conditions plus normales. On a estimé que la concentration maximale de DNOC à 20 m en aval de l'installation déclarante était inférieure à 0,006 mg/L pour un rejet de 5,7 kg/jour (le pire des scénarios) et le débit du 2^e centile et demi. Si le traitement dans une SEEU est pris en compte, la VEE est de 0,0014 mg/L.

Sédiments, boues d'épuration et sol

Le tableau 5 résume les concentrations de DNOC mesurées dans le sol, les sédiments et les boues d'épuration. En raison de son débit élevé et de la vitesse de son courant, la rivière Sainte-Claire dilue et disperse rapidement cette substance. Il semble donc peu probable que les concentrations de DNOC soient une source importante d'exposition pour les organismes benthiques, car on croit qu'une faible quantité seulement de cette substance passe dans les sédiments (1 %). D'après les résultats de la modélisation, si le taux de rejet est de 5,7 kg/jour, 0,057 kg/jour (ou 1 %) pourrait être adsorbé sur les sédiments.

¹ ns = non spécifié; nd = non décelé.
² Les chiffres entre crochets indiquent l'intervalle des valeurs, s'il en est (p. ex. [minimum-maximum]).
³ <W est un qualificatif indiquant que l'échantillon peut contenir la substance à analyser, mais que sa concentration n'est probablement pas supérieure à la limite de détection de la méthode (LDM). W peut varier entre un tiers et un cinquième de la LDM (MEEO, 1994).

Le DNOC a été décelé dans 13 % des boues urbaines canadiennes échantillonnées pendant la période de 1980 à 1985; ses concentrations variaient entre 1 200 et 1 500 ng/g en poids sec, et sa concentration médiane était de 1 300 ng/g en poids sec (Webber et Lesage, 1989). Il n'a pas été décelé (limite de détection non spécifiée) dans les boues ou les composts de boues provenant de divers endroits au Canada échantillonnés en 1993 et 1994 (Webber et Nichols, 1995).

Le DNOC n'a pas été décelé (limite de détection de la méthode = 100 ng/g) dans 101 échantillons de sol de « parcs ruraux », ni dans 60 échantillons de sol d'« anciens parcs urbains » en Ontario (MEEO, 1994). De même, cette substance n'a pas été décelée (limite de détection = 50 ng/g) dans le sol agricole provenant de divers endroits au Canada (Webber, 1994).

Biote

Le DNOC n'a pas été décelé dans des échantillons composites de poisson (limite de détection non mentionnée) provenant des États-Unis (DeVault, 1985).

Tel qu'indiqué dans la section portant sur le devenir dans l'environnement et le partage, le potentiel de bioaccumulation du DNOC est relativement faible. Toutefois, comme on pourra le voir dans la section sur la caractérisation des effets, les résultats des études de toxicité à dose répétée par voie orale indiquent que les mammifères peuvent être assez sensibles au DNOC. L'exposition de la faune au DNOC présent dans les aliments et l'eau a donc été calculée.

Une VEE pour la faune a été obtenue en calculant la dose journalière acceptable de la substance pour le vison et la loutre. Un modèle d'énergétique fondé sur le modèle général d'exposition de la faune tiré de l'Exposure Factors Handbook de l'Environmental Protection Agency (EPA) a été utilisé (U.S. EPA, 1993).

où :

DJA = dose journalière acceptable (mg/kg-mc par jour)
TML = taux métabolique libre normalisé du récepteur faunique d'intérêt (250 kcal/kg-mc par jour pour le vison et la loutre de rivière)
C_i = concentration de contaminant dans la énième espèce proie (mg/kg-mc) (voir ci- dessous)
P_i = pourcentage de la énième espèce proie dans le régime (sans unité) (valeur par défaut : 35 % pour le vison, et 100 % pour la loutre)
GE_i = énergie brute de la énième espèce proie (valeur par défaut = 850 kcal/kg-mc de proie)
AE_i = efficacité d'assimilation de la énième espèce proie par le récepteur faunique (valeur par défaut = 0,91)
Pt = pourcentage de temps passé par le récepteur dans la zone contaminée (= 9 % pour le vison, et 0,06 % pour la loutre).

Le modèle incorporait le taux métabolique des récepteurs fauniques d'intérêt (le vison et la loutre), le pourcentage d'absorption de la nourriture par les récepteurs et le temps passé par les animaux dans la zone contaminée (la rivière Sainte-Claire), qui est fondé sur l'aire typique habitée par les récepteurs fauniques.

La concentration de la substance dans un poisson (C_i) doit être calculée en se fondant sur la valeur la plus élevée de la VEE_eau et un FBA. Ce dernier a été calculé à l'aide du modèle modifié de Gobas (Gobas et Arnot, 2003). Il représente une chaîne alimentaire benthique/pélagique et calcule l'accumulation due à toutes les sources dans un poisson du milieu de la chaîne alimentaire qui serait habituellement mangé par un mammifère piscivore.

C_i = VEE_eau · FBA

où :

C_i = concentration dans un poisson proie (mg/kg-mc)
VEE_eau = VEE calculée pour l'eau de surface (mg/L) (voir la section sur les concentrations en milieu aquatique)
FBA = facteur de bioaccumulation pour la substance (L/kg) (voir la section sur le devenir dans l'environnement et le partage)
C_i = 0,0014 · 25 = 0,035

Le modèle a calculé que la VEE était de 0,0004 mg/kg-mc par jour pour le vison et de 0,000 007 mg/kg-mc par jour pour la loutre.