Rapport d'évaluation préalable des naphtalènes chlorés : chapitre 4

Évaluation du potentiel d'effets nocifs sur l'environnement

Pour effectuer la présente évaluation préalable, on a examiné diverses données scientifiques et techniques et formulé des conclusions fondées sur le poids de la preuve et le principe de précaution prescrits en vertu du paragraphe 76.1 de la Loi canadienne sur la protection de l'environnement (1999) (LCPE). Comme les di- à octa-NC sont particulièrement préoccupants en raison de leur nature persistante et bioaccumulable, leur capacité de nuisance environnementale a été évaluée séparément de celle des mono-NC.

Exposition environnementale

On dispose d'une base de données limitée sur les concentrations environnementales des NC au Canada. Des données beaucoup plus nombreuses ont cependant été recueillies sur leur présence aux États-Unis et en Europe, notamment dans les sédiments et les sols.

Au Canada, on a décelé des NC dans les milieux ou dans la chair des animaux suivants : air des régions arctiques et urbaines, eau du lac Ontario, poissons et oiseaux de la région des Grands Lacs et des environs, épaulards de la côte du Pacifique, phoques et baleines de l'Arctique canadien et marmottes de l'île de Vancouver. Il existe un document de travail inédit présentant les données tabulées de l'exposition environnementale aux NC au Canada, aux États-Unis et dans d'autres pays, dont l'essentiel est présenté ci-dessous.

Au Canada, les concentrations atmosphériques de NC ont été mesurées à Toronto (Harner et Bidleman, 1997; Helm et Bidleman, 2003), autour des Grands Lacs, et près de Cornwall, en Ontario (Helm et al., 2003). C'est dans la région suburbaine de Toronto qu'on observe les plus fortes concentrations totales de NC au Canada, soit 84,5 pg/m³ (Helm et Bidleman, 2003). Les tétra-NC constituent le principal groupe d'homologues décelés dans la portion ouest du lac Ontario et à Toronto, suivis des congénères penta- et hexachlorés (Helm et al., 2003; Helm et Bidleman, 2003). Le pourcentage de tétra-NC était significativement plus élevé au-dessus du lac Supérieur et du lac Ontario tandis que les pourcentages de penta- et hexa-NC étaient plus élevés dans les échantillons prélevés au-dessus du lac Ontario. Ces observations concordent avec le nombre plus élevé de sources de NC aux abords du lac Ontario et le transport à grande distance plus marqué des congénères tétrachlorés moins lourds vers la région du lac Supérieur (Helm et al., 2003).

Les teneurs de NC dans les régions arctiques du Canada et d'autres pays ont fait l'objet de nombreuses études. Selon Harner et al. (1998) et Helm et al. (2004), les teneurs de NC totaux mesurées à Alert et Tagish, dans l'Arctique canadien, s'établissent à moins de 0,01-55 pg/m³, les tri- et tétra-NC étant les principaux groupes de congénères décelés. Herbert et al. (2005) a enregistré des concentrations totales de NC de 27-48 et 9-47 pg/m³ à Ny Ålesund et à Tromsø, en Norvège, respectivement.

Lee et al. (2007) a relevé les teneurs totales de NC du réseau d'échantillonnage atmosphérique passif mondial (Global Atmospheric Passive Sampling network) dans plusieurs villes des régions arctiques : Barrow, en Alaska, Alert, au Nunavut, et Ny Ålesund, en Norvège. Les teneurs s'échelonnaient de 1 à 8 pg/m³, les tri- et tétra-NC étant les principaux congénères observés dans ces zones arctiques. Les teneurs des congénères associés à la combustion (n^os 52-60, 50, 51, 54 et 66-67) étaient plus fortes dans la plupart des sites d'échantillonnage, ce qui souligne la contribution des émissions attribuables à cette source aux concentrations atmosphériques de la planète.

Les teneurs des congénères de NC dans les bassins atmosphériques des zones urbaines canadiennes et leur transport transfrontalier ont été étudiés par Harner et al. (2006), qui ont constaté que les dérivés tri- à octa-NC sont transportés de Détroit jusqu'à pointe Pelée et Toronto.

On utilise certains congénères de NC absents des préparations de marque Halowax de qualité technique (c'est-à-dire les congénères 44 et 54) et d'autres congénères dont les teneurs dans les sources de combustion comme les gaz de cheminée et les cendres volantes sont nettement plus élevées que dans les mélanges de marque Halowax (par exemple, les congénères 52-60 et 73) comme indicateurs des sources environnementales de NC associées à la combustion. On a constaté que les congénères marqueurs de combustion se concentraient dans l'air des zones suburbaines et industrielles de Toronto, comparativement à son centre-ville, ce qui indiquerait qu'il existe actuellement des sources associées à la combustion dans les zones suburbaines de Toronto, les émissions par évaporation issues de lieux ayant déjà utilisé des mélanges Halowax étant plus importantes au centre-ville (Helm et Bidleman, 2003).

L'absence de mono- et de di-NC des relevés est surtout attribuable au fait qu'on ne mesure habituellement pas ces paramètres dans les échantillons d'air.

On dispose de peu de données sur les concentrations de NC dans l'eau, que ce soit au Canada ou ailleurs. Des teneurs de 16,4-24,5 pg/L de tri- et tétra-NC ont été observées à divers endroits du lac Ontario (Helm et al., 2003). La présence de NC n'a pas été décelée (seuil de détection = 10 ng/L) à proximité d'une usine à Owen Sound, en Ontario, qui est située sur les rives du lac Huron (Kauss, 1991), malgré le fait que la teneur des NC dans les effluents de cette installation s'établissait à 13 ng/L (Kauss, 1991). L'observation sporadique de NC à des concentrations allant de 20 à 50 ng/L dans les effluents terminaux rejetés sur le rivage pourrait être attribuable à la vidange de la contamination résiduelle du réseau d'aqueduc ou d'égout. On ne dispose que d'une seule autre donnée sur les teneurs de NC dans l'eau en Amérique du Nord : il s'agit du chloro-2 naphtalène, qui a été détecté dans le Miami-Dade County, en Floride, à des teneurs de 740 ng/L (en 2002) et de 10 000 ng/L (en 2003), respectivement. Ces contaminants pourraient provenir des environs de sites du programme Superfund contaminés au BPC ou d'anciennes décharges. On trouve sept sites du programme Superfund dans le Miami-Dade County (Scorecard, 2005).

On ne connaît qu'une seule étude de calcul des teneurs de NC dans les sédiments du Canada. On n'a détecté aucune présence de NC dans les sédiments de surface (moins de 20 ng/g) dans le port d'Owen Sound, en Ontario, à proximité d'une usine (Kauss, 1991). C'est dans le canal Trenton de la rivière Detroit que Furlong et al. (1988) ont mesuré la plus forte concentration de NC observée dans des sédiments (61 000 ng/g de poids sec). Cette teneur est encore plus élevée que celle mesurée dans les sols contaminés aux NC à proximité d'une ancienne usine de chloralcalis de l'État de la Géorgie (Kannan et al., 1998). Les dérivés penta- à hepta-NC prédominaient dans la plupart des échantillons de sédiments de surface et en suspension analysés.

On ne dispose d'aucune donnée sur les teneurs en NC dans les sols ou les boues d'épuration au Canada et une seule étude de ce paramètre dans le sol a été effectuée aux États-Unis : Kannan et al. (1998) a établi que les teneurs dans des sols recueillis à proximité d'une ancienne usine de chloralcalis de l'État de la Géorgie étaient de 17 900 ng/g de poids sec. Il s'agit d'une valeur très élevée par rapport aux teneurs mesurées dans des sols à vocation agricole, résidentielle et industrielle en Angleterre, en Espagne et en Allemagne (moins de 0,01-15,4 ng/g de poids sec) [Meijer et al., 2001; Schumacher et al., 2004; Krauss et Wilcke, 2003]. On a toutefois observé des teneurs de 1 290 000 ng/g de NC dans un lieu d'élimination de déchets municipaux situé aux Pays-Bas (De Kok et al., 1983).

On a trouvé seulement deux mesures des NC dans les boues d'épuration. Une teneur moyenne de 83 ng/g de poids sec (fourchette de 50 à 190 ng/g de poids sec) de di- à penta-NC a été observée dans les boues d'épuration de 14 usines de traitement des eaux usées du R.-U. (Stevens et al., 2003). Des concentrations de 3,2 ng/g de poids sec et de 5,8 ng/g de poids sec de tétra- et penta-NC ont été mesurées dans les boues d'épuration d'une usine de traitement des eaux usées de Göteborg, en Suède (Nylund et al., 1992).

Il existe quelques études sur les teneurs en NC dans le biote du Canada. On ne dispose d'aucune information sur les invertébrés aquatiques. Des données ont été relevées pour les poissons, les oiseaux et les mammifères aquatiques de la région des Grands Lacs et de l'Arctique. Il n'existe qu'une seule mesure pour les espèces fauniques terrestres du Canada (la marmotte de l'île de Vancouver, une espèce en voie de disparition). On dispose également de quelques données sur diverses espèces de poisson et d'oiseau recueillies en Suède et dans la mer Baltique, à proximité de la Pologne. Les données canadiennes ainsi que les teneurs de NC dans le biote mesurées aux États-Unis et en Europe sont présentées au tableau 10. Les données canadiennes dont on dispose figurent en premier, suivies des données américaines et européennes.

Règle générale, les tétra-, penta- et hexa-NC sont les principaux groupes d'homologues décelés dans les tissus des espèces fauniques. Les proportions observées chez les diverses espèces dépendent des sources de NC en cause (c.-à-d. anciennes sources industrielles de [Halowax] ou sources associées à la combustion) et également de l'espèce, la capacité de métaboliser ces substances variant de l'une à l'autre. Ainsi, les tétra-NC sont les principaux congénères décelés dans le phytoplancton de la mer Baltique (79-82 %) alors que les penta-NC prédominent (50 %) chez le hareng (Falandysz et Rappe, 1996). Dans l'Arctique canadien, ce sont les penta-NC (33-57 %) et hexa-NC (22-45 %) qu'on trouve surtout chez le béluga, tandis que les tétra-NC arrivent en tête de liste chez le phoque annelé (58-83 %) [Helm et al., 2002]. Ces différences ont été attribuées au métabolisme sélectif, qu'expriment également ces espèces pour les PCDD (Helm et al., 2002).

Ni : non indiqué
^b L'analyse s'est limitée aux NC ayant de quatre à sept atomes de chlore.
^e L'analyse s'est limitée aux NC ayant de quatre à six atomes de chlore.
^g L'analyse s'est limitée aux penta- et hexa-NC. Les données n'expriment aucune tendance temporelle significative.

^b L'analyse s'est limitée aux NC ayant de quatre à sept atomes de chlore.
^e L'analyse s'est limitée aux NC ayant de quatre à six atomes de chlore.

^a L'analyse s'est limitée aux NC ayant de quatre à huit atomes de chlore.
^b L'analyse s'est limitée aux NC ayant de quatre à sept atomes de chlore.
^d L'analyse s'est limitée aux NC ayant de trois à sept atomes de chlore.
^e L'analyse s'est limitée aux NC ayant de quatre à six atomes de chlore.

^e L'analyse s'est limitée aux NC ayant de quatre à six atomes de chlore.

Mono-NC

Calcul des quotients de risque

Les données toxicologiques sur les organismes susceptibles d'être exposés au produit ont été analysées afin d'établir le critère d'effet le plus sensible pour chaque milieu d'exposition visé. Une concentration d'expositions estimée (CEE) a été choisie pour chaque récepteur potentiel, en fonction des données empiriques issues d'études de surveillance. Les données sur l'exposition dans l'environnement canadien ont été utilisées. Les CEE représentent habituellement le pire cas raisonnable.

La concentration estimée sans effet (CESE) a été déterminée pour chaque critère d'effet, en divisant une valeur critique de toxicité (VCT) par un facteur d'application (FA). La VCT représente habituellement la plus faible valeur de toxicité acceptable. En général, on préfère utiliser des données de toxicité chronique en raison des préoccupations liées à l'exposition à long terme.

On a calculé les facteurs d'application pour tenir compte des diverses sources d'incertitudes associées, par exemple, au fait d'extrapoler, à partir des effets aigus observés chez l'organisme d'essai, des données obtenues en laboratoire et d'une seule espèce d'une part, les effets chroniques qui surviendraient chez une espèce différente, dans un milieu naturel et dans des écosystèmes, d'autre part.

Comme les mono-NC sont relativement solubles dans l'eau (voir le tableau 1) et qu'ils ont été mesurés à des concentrations élevées à proximité de sites contaminés dans d'autres pays, on a calculé les quotients de risque de ces substances pour les organismes pélagiques. En l'absence de preuve de la présence de ces substances dans l'air ou dans le sol à l'échelle internationale et faute de données pertinentes sur leurs effets, les risques d'une exposition dans l'air ou les sols contaminés du biote fouisseur et des espèces fauniques terrestres n'ont pas été évalués.

On peut considérer que la valeur de 100 µg/L, qui correspond à la plus faible concentration de Halowax 1000 (mélange composé de 6,7-69 % de mono-NC) [voir les tableaux 3a et tableau 3b] qui réduit de manière significative la croissance de l'algue marine Dunaliella teriolecta lors d'une exposition chronique (Walsh et al., 1977), constitue une VCT prudente. La CESE a été obtenue en divisant la VCT par un facteur d'application de 10 pour tenir compte de l'extrapolation des données de laboratoire aux conditions sur le terrain et de la variabilité inter- et intraspécifique. On a ainsi obtenu une CESE de 10 µg/L.

À proximité d'une usine située à Owen Sound, en Ontario, les teneurs en NC totaux mesurées dans l'effluent terminal rejeté sur les rives de la baie Owen Sound s'établissaient à 20-50 ng/L (Kauss, 1991). Toutefois, l'effluent terminal de l'usine comportait surtout des tri- et tétra-NC, ce qui s'apparente à la composition du mélange Halowax 1099 (Kauss, 1991). Le seuil de détection de 20 ng/L de la méthode d'analyse n'a pas permis de déceler la présence de chloro-1 naphtalène et de chloro-2 naphtalène dans l'effluent terminal. Aux fins de l'établissement d'un quotient de risque prudent, on présumera cependant que la teneur de l'effluent terminal en mono-NC était de 10 ng/L (la moitié de la limite de détection). Après application d'un facteur de dilution à cette valeur d'effluent, on obtient une concentration de mono-NC égale à 1 ng/L (0,001 µg/L), qui servira de CEE.

On divise la valeur de la CEE par la valeur de la CESE pour estimer le quotient de risque. Voici le résultat obtenu avec la formule suivante :

Quotient pour les organismes pélagiques = CEE / CESE
= 0,001 µg/L / 10 µg/L
= 0,0001

Le quotient est nettement inférieur à 1, ce qui indique que le risque associé à la présence de mono-NC dans les eaux canadiennes est négligeable.

Autres éléments de preuve

On ne s'attend pas à ce que les mono-NC persistent dans l'air, ou dans tout autre milieu environnemental. En outre, on ne prévoit pas que ceux-ci présentent un important potentiel de transport à grande distance.

D'après les données dont on dispose, notamment les valeurs de log K_oe mesurées et les valeurs du facteur de bioconcentration (FBC) mesurées dans le poisson, les mono-NC ne constituent pas des substances bioaccumulables. Toutefois, les données empiriques et modélisées dont on dispose sur leur toxicité dans l'eau indiquent qu'elles pourraient causer des effets nocifs aux organismes aquatiques à des concentrations relativement faibles : moins de 1 mg/L dans les essais de toxicité aiguë et 0,1 mg/L dans les essais de toxicité chronique.

Les mono-NC n'ont jamais été décelés dans l'environnement canadien et les NC ne sont plus utilisés à des fins commerciales au Canada depuis plus de deux décennies.

Di- à octa-NC

Les di- à octa-NC persistent dans l'air. On a établi que les dérivés di- à hexa-NC possédaient des potentiels de contamination de l'Arctique élevés. En outre, selon les estimations, les di- à octa-NC seraient persistants dans l'eau et les dérivés tri- à hepta-NC sont persistants, tant dans les sédiments que dans les sols.

Selon le poids de la preuve, notamment les valeurs de log K_oe mesurées pour les di- à octa-NC et les valeurs du FBC mesurées pour les di- à penta-NC dans le poisson, et compte tenu de l'information complémentaire sur les facteurs de bioamplification mesurés des tétra- à hepta-NC, de l'efficacité d'assimilation alimentaire élevée des hexa- à octa-NC chez le brochet et de la très faible vitesse d'élimination systémique des hexa-NC chez le rat et l'humain, la conclusion est que les di- à octa-NC sont également des substances bioaccumulables.

Les substances persistantes et bioaccumulables qui se sont révélées toxiques à faibles concentrations lors d'essais effectués en laboratoire sont tout particulièrement préoccupantes. Même si les connaissances scientifiques actuelles ne permettent pas de prévoir précisément leurs effets écologiques, ces substances sont généralement considérées comme étant très dangereuses. Il convient donc d'évaluer celles-ci en recourant à une démarche plus prudente (fondée sur le principe de précaution) que lorsqu'il s'agit d'autres substances.

L'existence d'éléments démontrant qu'une substance est fortement persistante et bioaccumulable au sens du Règlement sur la persistance et la bioaccumulation de la LCPE [Canada, 2000], conjuguée avec la possibilité de rejet ou de formation dans l'environnement et avec le potentiel de toxicité pour les organismes, constituent une forte indication que la substance peut pénétrer dans l'environnement dans des conditions de nature à avoir des effets écologiques nocifs à long terme (Environnement Canada, 2006). Les substances persistantes demeurent longtemps dans l'environnement après y avoir été rejetées, ce qui accroît l'ampleur et la durée possibles de l'exposition. Le rejet de faibles quantités de substances bioaccumulables peut donner lieu à des concentrations internes élevées chez les organismes exposés. Les substances fortement bioaccumulables et persistantes sont particulièrement préoccupantes en raison de leur bioamplification possible dans les réseaux trophiques, ce qui peut entraîner une exposition interne très élevée en particulier chez les prédateurs des niveaux trophiques supérieurs.

Les données empiriques et modélisées dont on dispose sur la toxicité des NC sur les organismes aquatiques indiquent que les di-, tri-, tétra- et penta-NC peuvent causer des effets nocifs aux organismes aquatiques à des concentrations relativement faibles : moins de 1 mg/L dans les essais de toxicité aiguë et 0,1 mg/L dans les essais de toxicité chronique. On a également constaté que les hexa-, hepta- et octa-NC provoquaient des effets nocifs chez les mammifères (particulièrement les bovins) à des doses de 2,4 mg/kg de poids corporel par jour et à des doses inférieures.

La production commerciale des mono- à octa-NC, sous forme de mélanges Halowax destinés à diverses utilisations, a débuté vers 1910. Même si leur utilisation à des fins commerciales au Canada a cessé depuis plus de deux décennies, les procédés industriels utilisant de la chaleur et/ou du chlore comme l'incinération des déchets, la production de ciment et de magnésium, l'affinage des métaux comme l'aluminium et la chloration de l'eau potable, peuvent être une source de rejets involontaires de NC dans l'environnement.

Enfin, on a décelé des NC dans les échantillons prélevés sur de larges portions du territoire canadien. On en a trouvé, par exemple, dans les milieux ou dans la chair des animaux suivants : air des régions arctiques et urbaines, eau du lac Ontario, poissons et oiseaux de la région des Grands Lacs et des environs, épaulards de la côte du Pacifique, phoques et baleines de l'Arctique canadien et marmottes de l'île de Vancouver.

À la lumière des éléments de preuve exposés ci-dessus, tout particulièrement la capacité avérée des NC de persister dans l'environnement, de s'accumuler dans les organismes et d'être toxiques à faibles doses et, compte tenu des limites des méthodes actuelles d'estimation quantitative du risque pour les substances de cette nature, tout particulièrement en présence de données limitées, comme c'est le cas pour les NC, et considérant, malgré le fait qu'il n'y ait plus de production commerciale de NC au Canada, que ceux-ci continuent d'être rejetés dans l'environnement canadien en raison de leur production involontaire et du transport à distance des polluants atmosphériques, la conclusion est que les naphtalènes chlorés peuvent avoir des effets nocifs sur l'environnement du Canada.

Sources d'incertitude

On ignore quelles quantités de NC sont émises involontairement dans l'atmosphère durant l'incinération par rapport aux autres sources présentes au Canada. Dyke (1998) a souligné que le manque de surveillance globale des sources industrielles de combustion rend difficile la mise en contexte des résultats opérationnels particuliers lorsqu'on essait d'établir l'importance relative des sources, même si l'on sait que l'incinération peut produire une grande diversité de polluants organiques persistants.

On comprend mal le devenir des NC dans l'environnement car seulement quelques études empiriques ont été réalisées sur des aspects comme la répartition et la dégradation ou la persistance de ces substances dans l'environnement. On dispose de données limitées sur la solubilité des congénères individuels et des mélanges Halowax de NC. Il a donc fallu recourir à la modélisation en complément de l'information empirique en main. Comme on a fondé les estimations par modèle sur des structures représentatives de chaque groupe d'homologues, il se pourrait que les vitesses de dégradation de certains congénères à l'intérieur de chaque groupe soient supérieures ou inférieures aux valeurs obtenues.

Les données sur les concentrations de NC dans l'environnement canadien sont limitées et incomplètes. On ne dispose d'aucune donnée sur les teneurs de NC dans le sol ou dans les boues d'épuration et les données sur la présence des NC faiblement chlorés dans d'autres milieux environnementaux du Canada sont très limitées (il n'en existe aucune sur les mono-NC). Les invertébrés aquatiques ne font pas partie des espèces analysées dans les quelques études sur les teneurs de NC dont on dispose pour le biote canadien.

On sait que les NC peuvent se concentrer et s'accumuler dans les organismes, mais relativement peu d'études ont été menées pour calculer les facteurs de bioconcentration et de bioaccumulation des divers groupes d'homologues.

On n'a relevé aucune étude de toxicité chronique en milieu aquatique portant sur les mono-NC à l'état pur et certaines données calculées expérimentalement ne concordent pas avec les données modélisées. Aucune étude de toxicité sur les organismes aquatiques n'a été relevée sur les groupes d'homologues individuels des dérivés di- à hepta-NC. Il a donc fallu en établir la toxicité par ECOSAR et par extrapolation des résultats des essais de toxicité réalisés sur des mélanges de marque Halowax. L'extrapolation de la toxicité d'un mélange de groupes d'homologues de NC à un groupe d'homologues particulier a ses limites compte tenu de l'incertitude à l'égard de la composition exacte de ces mélanges. En outre, les mélanges peuvent avoir des effets cumulatifs de nature additive, antagoniste ou synergique, qui peuvent donc différer de ceux de leurs ingrédients pris isolément. On a constaté que les concentrations avec effet étaient supérieures aux solubilités mesurées et prévues pour les dérivés octachlorés. On ne dispose d'aucune estimation de la toxicité des octa-NC par ECOSAR étant donné que la valeur log K_oe de ce groupe se situe à l'extérieur de la fourchette acceptable du modèle. L'absence d'études appropriées sur la toxicité à long terme des NC chez les mammifères et d'information empirique sur leurs effets sur les organismes vivant dans les sols et les sédiments ne facilite pas la caractérisation par voie expérimentale de leur comportement toxicologique.