Annexe 1 : Description détaillée du scénario d'exposition pour le rejet de quinoléine dans l'eau

Figure A1.1. Sites d'usines à gaz abandonnées génériques. (A) Vue « aérienne » de l'étendue de la contamination par le goudron de houille. (B) Coupe géologique transversale qui illustre la zone de contact du panache aqueux avec le fond de la rivière. (C) Scénario utilisé pour définir le profil spatial de la contamination dans la rivière. Une chambre de mélange est utilisée pour créer un modèle de la contamination de l'eau de la rivière par la quinoléine après le contact initial avec les eaux souterraines contaminées. Les images (A) et (B) sont adaptées d'une étude de cas en Ontario présentée par Raven et Beck (1992); un examen de l'information de plus de 100 sites abandonnés aux États-Unis a également été utilisé pour définir le site générique (GRI, 1990). Au sujet de leur étude de cas, Raven et Beck (1992) ont écrit : « en raison du fait que la zone de contaminants de la phase non aqueuse s'étend jusqu'à la rivière, les rejets d'eaux souterraines contaminées par des HAP (y compris des azaarènes) dans la rivière se continueront à ce site pendant plusieurs décennies » (traduction). L'image (C) n'est pas à l'échelle.

Substance évaluée

Substance : Quinoléine
N^o CAS : 91-22-5
Type d'effluents rejetés : Panache d'eaux souterraines contenant de la quinoléine qui entre dans la rivière à partir des sédiments benthiques
Quantités de rejet : 0,1243, 0,1952, 0,6259 et 0,9777 kg de quinoléine par jour (selon le contenu de quinoléine pris en compte dans le goudron de houille; voir les détails ci–dessous)
Seuil sans effet : 3,4 µg/L

Rivière modèle

Raven et Beck (1992) n'ont pas fourni de caractéristiques sur le cours d'eau concerné par leur étude de cas. Toutefois, pour leur site d'usine à gaz abandonnée générique, GRI (1990) a défini une rivière d'une largeur de 11 mètres adjacente au site générique. Kettle Creek, dans le sud de l'Ontario, était un exemple précis d'une rivière de dimension semblable qui a été contaminée par des activités de gaz manufacturé (MEEO, 1997).

La géométrie du canal et les paramètres hydrauliques à cette station sont comme suit : largeur du canal : 14,3 m; profondeur du débit d'eau moyen : 0,29 m; vitesse du débit moyen : 0,30 m/s.

Charges

Les rejets de quinoléine dans la rivière modèle sont fondés sur une étude de cas effectuée en Ontario dans laquelle une grande marre de goudron de houille non aqueux s'étendait vers une rivière près d'un site d'usine à gaz (Raven et Beck, 1992). Les paramètres qui suivent ont été utilisés pour obtenir les charges de quinoléine :

• Vitesse de la migration de la phase aqueuse : 0,03m/jour
• Porosité du sol : 33 % (valeur suggérée par GRI, 1990)
• Section de contaminants de la phase non aqueuse au fond de la rivière :
• Débit de rivière correspondant au 50^e percentile : 133 m ´ 7,17 m = 953,6 m²
• Débit de rivière correspondant au 10^e percentile : 133 m ´ 4,59 m = 610,5 m²
• La section a été rajustée à la moitié de la largeur de la rivière observée pour un débit de rivière donné.
• Densité du goudron de houille : 1,2 kg/L (Harkins et al., 1988)
• Densité de la quinoléine : 1,1 g/cm à 20 °C (Mackay et al., 1999)
• Fraction de la quinoléine dans le goudron de houille (p/p) : 0,0011 et 0,005 65. Ces valeurs regroupent les limites inférieures et supérieures pour le contenu de quinoléine dans le goudron de houille (McNeil, 1981).

Le scénario d'exposition analysait la formation d'un panache d'eaux souterraines contaminées qui contenait de la quinoléine en contact avec une phase de goudron de houille pur dans le sol (figure A1.1 ci-dessus). Raven et Beck (1992) ont qualifié cette situation de chronique; par conséquent, nous avons présumé que le régime permanent était atteint lorsque tous les sites d'absorption étaient entièrement saturés en ce qui concerne la quinoléine. Les équations suivantes ont été utilisées :

1. Dissolution de la quinoléine dans les eaux souterraines selon la loi de Raoult : Max C_i = x_i×C^s_wi, où x_i =fraction massique de la composante dans le goudron, c'est-à-dire les valeurs 0,0011 et 0,005 65 ci-dessus, et où C^s_wi = solubilité de la composante dans l'eau. C_i est exprimé sous forme de g/m³.
2. Transfert des contaminants à la source, c.à-d. en contact avec le panache de goudron de houille :F = qC_i, où q = vn; v est la vitesse de l'eau souterraine, 0,09 m/jour, et n est la porosité du sol. L'équation a été reçue de King et Barker (1999). La valeur F est exprimée sous forme d'unités de g/m² par jour.
3. Transfert des contaminants à l'interface eau-sédiments : l'équation à l'élément 2), F = qC_i, a été utilisée. La distance moyenne du panache de goudron de houille à l'interface eau-sédiment était de 12 m. Par conséquent, on a présumé que la dispersion latérale était négligeable. Il a été estimé que la biodégradation aérobie nuisait à 25 m de chacun des côtés du panache d'une largeur de 183 m; par conséquent, la largeur du panache non aqueux a été réduite à 133 m. On a présumé que dans des conditions anaérobies, le centre du panache ne favorisait pas la biodégradation, comme l'a suggéré l'expérience sur le terrain de Fowler et al. (1994) avec la créosote du goudron de houille.
4. Une chambre de mélange » a été superposée sur le panache d'eaux souterraines contaminées au fond de la rivière. Le volume de la boîte correspondait à la section, rajustée en fonction du débit de rivière, multiplié par une hauteur de colonne d'eau de 0,05 m. Cette approche a tenu compte des éléments suivants : 1) l'exigence selon laquelle le panache devait être modélisé comme une source de type diffuseur plutôt que du type de rejets à l'entrée des prises par ChemSim 2) le fait qu'après la diffusion à travers l'interface eau-sédiments, la quinoléine demeurerait près du fond de la rivière car sa densité est plus élevée que celle de l'eau, et 3) le fait que le contenu de quinoléine d'un volume d'eau non contaminé augmenterait de façon constante lorsque l'eau passerait au-dessus du fond de rivière contaminé. La chambre de mélange a été divisée en sous-volumes de 1 m ´ 1 m ´ 0,05 m afin d'obtenir une masse cumulative de quinoléine au bout de la chambre de mélange (c.-à-d. la valeur d'entrée pour un modèle de type diffuseur) et une concentration moyenne de quinoléine pour toute la chambre de mélange. Le modèle ChemSim a calculé la concentration de quinoléine, en supposant une dilution instantanée, qui est un scénario moins conservateur que celui basé sur la formation d'un panache à la suite de la source de type diffuseur. On a tenu compte de la biodégradation aérobie dans ces simulations. On a calculé quatre estimations d'entrée quotidienne de quinoléine dans la chambre de mélange (kg par jour).

Résumé des données de sortie

Description du modèle ChemSim

ChemSim est un modèle d'estimation d'exposition aquatique basé sur un système d'information géographique conçu pour estimer la dispersion et le transport des substances rejetées dans les cours d'eau. Le modèle ChemSim regroupe les quantités de rejet estimées et l'information concernant les cours d'eau récepteurs pour estimer les valeurs d'exposition aquatique. Les valeurs d'exposition estimées sont caractérisées des trois façons suivantes :

1. Les concentrations des substances dans la zone de mélange (p. ex. panache) peuvent être prédites.
2. Le pourcentage de la largeur de la rivière touchée par le panache peut être estimé.
3. La section du cours d'eau avec des concentrations supérieures à un seuil précis peut être estimée.

Le modèle ChemSim a été élaboré par le Centre d'hydraulique canadien du Conseil national de recherches du Canada et de l'Institut national de recherche sur les eaux d'Environnement Canada.